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Caracterização Limnológica e Avaliação de Efeitos Ambientais causados por Efluentes de Mina de Urânio sobre populações microbianas planctônicas da
Represa das Antas, Caldas (M.G.)
Leilane Barbosa Ronqui
Dissertação apresentada ao Programa
de Pós-Graduação Interunidades em Biotecnologia USP/Instituto Butantan/IPT
Para obtenção do Título de Mestre em Biotecnologia.
São Paulo 2008
Caracterização Limnológica e Avaliação de Efeitos Ambientais causados por Efluentes de Mina de Urânio sobre populações microbianas planctônicas da
Represa das Antas, Caldas (M.G.)
Leilane Barbosa Ronqui
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação Interunidades em Biotecnologia USP/Instituto Butantan/IPT, para obtenção do
Título de Mestre em Biotecnologia.
Área de concentração: Biotecnologia
Orientadora: Dra. Heliana de Azevedo Gomes
São Paulo 2008
DADOS DE CATALOGAÇÃO NA PUBLICAÇÃO (CIP) Serviço de Biblioteca e Informação Biomédica do
Instituto de Ciências Biomédicas da Universidade de São Paulo
© reprodução total
Ronqui, Leilane Barbosa. Caracterização limnológica e avaliação de efeitos ambientais causados por efluente de mina de urânio sobre populações microbianas planctônicas da Represa das Antas, Caldas (M.G.) / Leilane Barbosa Ronqui. -- São Paulo, 2008. Orientador: Dra. Heliana de Azevedo Gomes. Dissertação (Mestrado) – Universidade de São Paulo. Instituto de Ciências Biomédicas. Programa de Pós-Graduação Interunidades em Biotecnologia USP/IPT/Instituto Butantan. Área de concentração: Biotecnologia. Linha de pesquisa: Ecologia de microorganismos aquáticos e avaliação de impacto ambiental. Versão do título para o inglês: Limnological characterization and evaluation of environmental effects caused by uranium mine effluents on planktonic microbial communitties in the Antas reservoir, Caldas (M.G.).
Descritores: 1. Protozooplâncton 2. Peridinium sp. 3. Bacterioplâncton 4. Mina de urânio 5. Efluentes ácidos de mina 6. Represa das Antas I. Gomes, Heliana de Azevedo II. Universidade de São Paulo. Instituto de Ciências Biomédicas. Programa de Pós-Graduação em Biotecnologia III. Título.
ICB/SBIB111/2008
UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO Programa de Pós-Graduação Interunidades em Biotecnologia
Universidade de São Paulo, Instituto Butantan, Instituto de Pesquisas Tecnológicas
Candidato(a): Leilane Barbosa Ronqui.
Título da Dissertação: Caracterização limnológica e avaliação de efeitos ambientais causados por efluente de mina de urânio sobre populações microbianas planctônicas da Represa das Antas, Caldas (M.G.)
Orientador(a): Dra. Heliana de Azevedo Gomes.
A Comissão Julgadora dos trabalhos de Defesa da Dissertação de Mestrado, em sessão pública realizada a ................./................./.................,
( ) Aprovado(a) ( ) Reprovado(a)
Examinador(a): Assinatura:...................................................................... Nome: ............................................................................. Instituição:.......................................................................
Examinador(a): Assinatura: ..................................................................... Nome: ............................................................................. Instituição: .......................................................................
Presidente: Assinatura:...................................................................... Nome: ............................................................................. Instituição: ......................................................................
DEDICATÓRIA
Aos meus Pais, porque eles representaram tudo; de que realmente necessitei
para que este trabalho se realizasse...
Obrigada!
AGRADECIMENTOS
- A Dra. Heliana de Azevedo Gomes pelo empenho na orientação desta dissertação e na minha formação profissional, e especialmente pela confiança depositada em meus esforços.
- A Profa. Dra. Mirna Helena Regali Seleghim pela paciência e atenção me ensinando a técnica de identificação das comunidades protozooplactônicas e dos fitoflagelados, além do auxílio nos cálculos de biovolume e biomassa, por ler e me orientar nas questões relativas ao trabalho que ainda estavam necessitando de melhor interpretação e discussão.
- Agradeço a PhD. Suzelei Rodgher pela grande ajuda prestada na conclusão deste trabalho.
- Aos técnicos, Cláudio Vitor Roque e Armando Bruschi do Laboratório de Radioecologia da CNEN, por terem me auxiliado nas análises laboratoriais e na realização das coletas, sendo de suma importância para os resultados contidos neste estudo.
- A Eva Mariano por me ajudar lavando e autoclavando todas as vidrarias utilizadas na pesquisa.
- A todos os funcionários da CNEN que participaram deste trabalho pela colaboração e ajuda.
- Ao Msc. José Flávio Macacini pelo auxílio na análise estatística de
Correlação de Pearson.
- Ao Dr. Marcos Roberto Lopes do Nascimento pela realização das análises químicas e a todos os técnicos de seu laboratório.
- Aos Profs. Drs. Carlos Tadeu dos Santos Dias e Gerson Barreto Mourão pelo auxílio na análise estatística ANOVA.
- Aos meus colegas de laboratório Michelle Burato de Campos e Leonardo
Ogeda Tarifa pela ajuda nas coletas e nas análises laboratoriais.
- Agradeço ao Dr. Wilson Cervi da Costa pelas referências bibliográficas cedidas e os conhecimentos sobre química prestados.
- Agradeço ao meu namorado Breno Guinart Marques pela paciência, apoio,
carinho e compreensão nos inúmeros momentos difíceis. - Agradeço aos meus pais, acima de tudo, por tudo, por estarem sempre
presentes em todos os momentos de dificuldade, nervosismo e ansiedade, medo, derrota, me confortando e me apoiando integralmente.
- A CNEN – Comissão Nacional de Energia Nuclear pela infra-estrutura oferecida para este trabalho.
- Ao Conselho Nacional de Apoio a Pesquisa Científica – CNPq, pelos recursos financeiros concedidos para a realização do trabalho.
- Ao Departamento de Ecologia e Biologia Evolutiva do Laboratório de Microbiologia de Microorganismos Aquáticos da Universidade Federal de São Carlos – UFSCAR.
“Se alguma ocorrência desagradável lhe impôs aborrecimentos, passe por ela
e siga em frente, em sua própria tarefa, à maneira de quem não precisa parar em
viagem por haver encontrado uma Pedra.”
Xico Chavier
RESUMO
RONQUI, L. B. Caracterização Limnológica e Avaliação dos efeitos ambientais causados por Efluentes de Mina de Urânio sobre populações microbianas planctônicas da Represa das Antas, Caldas (M.G.). 2008. 136 f. Dissertação (Mestrado em Biotecnologia) – Instituto de Ciências Biomédicas, Universidade de São Paulo, São Paulo, 2008.
A Represa das Antas (Caldas, MG) é um reservatório artificial raso que faz parte da Bacia Hidrográfica do Ribeirão das Antas. Além do fornecimento de água para a Unidade de Tratamento de Minério das Indústrias Nucleares do Brasil, este corpo aquático recebe os efluentes ácidos tratados procedentes das drenagens ácidas de minério de urânio procedente da Mina de Urânio Osamu Utsumi. O objetivo geral deste estudo foi realizar a caracterização limnológica da Represa das Antas, baseando-se na avaliação da comunidade de protozários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp., do bacterioplâncton, do fitoplâncton e de variáveis físicas e químicas, para a avaliação de efeitos ambientais causados por efluentes de Mina de Urânio sobre populações microbianas planctônicas. Coletas de amostras de água procedentes da Represa das Antas na Cabeceira (ponto localizado a montante da represa), no local de lançamento dos efluentes liberados pela UTM-INB (P41) e a jusante desse (P14Superficie e P14Fundo), foram realizadas durante os meses de janeiro/06, abril/06, julho/06, outubro/06 e fevereiro/07. Além da análise das variáveis físicas, químicas e bióticas das amostras de água, foram aplicados o Índice de Estado Trófico, o Índice de Saprobidade e o Índice de Diversidade. De acordo com as variáveis físicas e químicas, a represa foi caracterizada como um corpo aquático com valores de pH levemente ácidos, elevados valores de condutividade elétrica, dureza e concentrações de fluoreto, manganês, zinco e sulfato. A Represa das Antas foi classificada como oligotrófica e beta-mesosapróbica. O ponto P41 apresentou os menores valores de densidade e biomassa dos protozoários ciliados e do dinoflagelado Peridinium sp. ao longo de todo o período avaliado. Os resultados mostraram baixa diversidade de protozoários ciliados ao longo de todos os pontos e períodos de coleta amostrados. Foi verificada a dominância de organismos planctônicos mixotróficos (ciliado Strombidium sp. e o dinoflagelado Peridinium sp.). Parâmetros químicos indicaram falhas no tratamento de efluentes desta instalação nuclear indicando que são lançados no ponto P41 efluentes fora dos limites estabelecidos pela legislação vigente para água de Classe II. Tais resultados concordaram com as análises biológicas, uma vez que no ponto P41 foram verificados os menores valores de biomassa e densidade de protozoários ciliados e Peridinium sp., indicando possíveis efeitos ambientais do lançamento de efluentes de mineração sobre esse ecossistema.
Palavras-chave: Protozooplâncton; Bacterioplâncton; Represa das Antas; Mina
de urânio; Efluentes ácidos.
ABSTRACT
RONQUI, L. B. Limnological characterization and evaluation of environmental effects caused by uranium mine effluents on planktonic microbial communitties in the Antas reservoir, Caldas (M.G.). 2008. 136 f. Master Thesis (Biotechnology) – Instituto de Ciências Biomédicas, Universidade de São Paulo, São Paulo, 2008.
The Antas Dam is an artificial water reservoir in the Antas River Hydrographic Basin. In addition to providing water for the ore treatment unit of the Brazilian Nuclear Industries, UTM-INB (Caldas, MG), this water body receives the treated acidic runoff from the acid drainage of low-content uranium ore in the Osamu Utsumi Uranium Mine located near the reservoir. In this study, a limnology characterization of the reservoir seeking to evaluate the possible environmental effects caused by the effluents related to the UTM-INB was done, in order to aid in the decision-making process for the recovery and management of subtropical water bodies which suffer anthropogenic interference from uranium mining and processing. For a year, quarterly sampling campaigns were carried out in the Antas Reservoir in order to analyze physical, chemical, and biotic variables (cilliated protozoans, Peridinium sp. dinoflagellate, bacterioplankton, chlorophyll, and phytoplanktonic biomass) variables. Due to physical and chemical characteristics of the reservoir, it is considered to be a water body with slightly acidic pH; an oligotrophic and beta-mesosaprobic environment; has a high level of hardness and electrical conductivity; has high concentration levels of fluoride, manganese, zinc, and sulfate. In general, sampling point P41 (the area into which the treated effluents from UTB-INB are discharged) had the lowest values for density and biomass of cilliated protozoans and the Peridinium sp. dinoflagellate. The results showed that the biodiversity of cilliated protozoans is low throughout the evaluation period, predominantly regarding mixotrophic organisms (cilliated Strombidium sp. and Peridinium sp. dinoflagellate). Chemical parameters indicate failures in the nuclear facility effluent treatment plant, showing that effluents outside of standard limits established by current legislation for Class II water are being discharged at point P41. These results agree with biological analyses, since point P41 has the lowest biomass and density values for ciliated protozoans and Peridinium sp. organisms, indicating possible environmental effects on the ecosystem due to effluent discharge by this mining company.
Key words: Protozooplankton; Bacterioplankton; Antas Reservoir; Uranium mine;
Acid effluents.
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1. Localização dos pontos de amostragem na Represa das Antas e esquema mostrando as principais instalações da UTM-INB...........................34 Figura 2. Valor percentual médio de biomassa dos tipos nutricionais dos protozoários ciliados em amostras de água da Represa das Antas...............58 Figura 3. Valor percentual médio de densidade dos tipos nutricionais dos protozoários ciliados em amostras de água da Represa das Antas...............58
Figura 4(a/b). Densidade dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp. e do bacterioplâncton em diferentes pontos de amostragem na Represa das Antas, ao longo do período avaliado.................................................................................................................61 Figura 4(c/d). Densidade dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp. e do bacterioplâncton em diferentes pontos de amostragem na Represa das Antas, ao longo do período avaliado.................................................................................................................62 Figura 5(a/b). Biomassa dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp. e do fitoplâncton em diferentes pontos de amostragem na Represa das Antas, ao longo do período avaliado.................................................................................................................65 Figura 5(c/d). Biomassa dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp. e do fitoplâncton em diferentes pontos de amostragem na Represa das Antas, ao longo do período avaliado.................................................................................................................66 Figura 6. Valores de Índice de Diversidade (Diver) em amostras de água coletadas em diferentes pontos de amostragem na Represa das Antas.....................................................................................................................69
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Dados Hidrológicos e Morfométricos da Represa das Antas, Caldas – MG......................................................................................................................33
Tabela 2. Parâmetros Meteorológicos na região da Represa das Antas.....................................................................................................................47
Tabela 3. Valores de temperatura, de pH, de oxigênio dissolvido, de condutividade elétrica, de sólidos em suspensão e de transparência em amostras de água da Represa das Antas, coletadas em diferentes pontos de amostragem..........................................................................................................51 Tabela 4. Valores de concentração de fósforo, de dureza, de fluoreto, de manganês, de zinco, de sulfato, de urânio e de tório em amostras de água na Represa das Antas, coletadas em diferentes pontos de amostragem..........................................................................................................52
Tabela 5. Valores médios de Clorofila a, b, c e de Feofitina em µg.L-1 em
amostras de água da Represa das Antas..........................................................54 Tabela 6. Índice de Estado Trófico na Represa das Antas.....................................................................................................................55
Tabela 7a). Percentagem dos tipos nutricionais de protozoários ciliados e do dinoflagelado Peridinium sp. em amostras de água da Represa das Antas: a)
Porcentagem calculada baseando-se nos valores de biomassa obtidos para os
protozoários ciliados e o dinoflagelado Peridinium sp. em amostras de água da
Represa das Antas.................................................................................................57
Tabela 7b). Percentagem dos tipos nutricionais de protozoários ciliados e do dinoflagelado Peridinium sp. em amostras de água da Represa das Antas: b)
Porcentagem calculada baseando-se nos valores de densidade obtidos para os
protozoários ciliados e o dinoflagelado Peridinium sp. em amostras de água da
Represa das Antas.................................................................................................57
Tabela 8. Valores médios de biomassa e de densidade para as Classes dos protozoários ciliados e do dinoflagelado Peridinium sp., em amostras de água da Represa das Antas, ao longo do período avaliado............................59
Tabela 9. Índice de saprobidade obtido em amostras de água da Represa das Antas.....................................................................................................................67
Tabela 10. Valores de Biomassa e Índice de Diversidade dos gêneros de protozoários ciliados obtido em amostras de água da Represa das Antas......................................................................................................................68
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
Alg/Ki - algas/diatomáceas Ag – prata Auto/bac – autotrofia/bactérias Ba – Bário BaSO4 – sulfato de bário Bio - biomassa Bac - bacterioplâncton Bio Fito - biomassa fitoplanctônica Bac/alg - bacterívoro/algívoro Bac/flag - bacterívoro/flagelados ºC - graus Celsius C - carbono Cab - ponto cabeceira da Represa das Antas Ca - cálcio Cd - cádmio Cl - clorofila cm - centímetros Cond - condutividade Co - cobalto Cr - cromo Cu - cobre Den - densidade fg - fentogramas F- - fluoreto Fe - ferro g - grama h - horas Hg - mercúrio HgCl2 - cloreto de mercúrio INB - Indústrias Nucleares do Brasil IS – Índice de Saprobidade por Espécie Ki/Alg/Bac - diatomáceas/algas/bactérias Km - quilômetro Km2 - quilômetros quadrados L - litro LA - laranja de acridina M - mol m - metro Mg - magnésio mL - mililitro mm - milímetro Mn - manganês Mo - molibdênio N - número nm - nanômetros N - norte Ni - níquel
O - omnívoro OD - oxigênio dissolvido O2 - oxigênio P41 - ponto 41 da Represa das Antas P14S - ponto 14 superfície da Represa das Antas P14F - ponto 14 fundo da Represa das Antas pg - picogramas PO4 – Fosfato inorgânico P total - fósforo total Pb - chumbo Prot -protozooplâncton Peri -dinoflagelado Peridinium sp. R – predador 226Ra - rádio s - segundo S – sul Si - sílica SO4
-2 - sulfato Sn - estanho SS - sólidos em suspensão T - temperatura T ºC – temperatura em graus Celsius Th - tório U – urânio 238U - urânio UTM - Unidade de Tratamento de Minério µg - microgramas µL - microlitro µm - micrômetro µS - microSiemens Zn - zinco ‘W - oeste
LISTA DE FÓRMULAS
- Tempo de sedimentação T=3 x H
Equação (1)
- Biomassa úmida total (µg C . l-1) B=D x b
Equação (2)
- Diversidade de Shannon-Weaver H = - Σ (ni / N) log (ni / N) ou -Σ Pi log Pi
Equação (3)
- Índice de Saprobidade SIPB = Σ (N x SI) / Σ N
Equação (4)
- IET (TranS) = 10 x {6 – { ( 0,64 + ln TranS )/ln 2 ] }
Equação (5)
- IET (Cl a) = 10 x { 6 – [ ( 2,04 + ln TranS )/ln2 ] }
Equação (6)
- Cl a = A x K x (6650 – 665a) x v / Vf x l
Equação (8)
- Feo = A x K x (R [665a] – 6650) x v / Vf x l
Equação (9)
- Cl b = 5,43 E664 – 21,03 E647 – 2,66 E630
Equação (10)
- Cl c = -1,67E664 – 7,60 E647 – 24,52 E630
Equação (11)
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO GERAL E REVISÃO DE LITERATURA.................................... 17 1.1 Contextualizações do estudo proposto .......................................................... 17 1.2 Considerações gerais sobre ecologia de reservatórios.................................. 20 1.3 Protozooplâncton e relações com outras populações microbianas planctônicas............................................................................................................................. 22 1.4 Justificativa..................................................................................................... 28 1.5 Objetivo Geral ................................................................................................ 30 1.5.1 Objetivos Específicos .................................................................................. 31 2 MATERIAIS E MÉTODOS................................................................................. 31 2.1.1 Descrição do Local de Estudo..................................................................... 31 2.1.2 Delineamento experimental......................................................................... 33 2.2 Variáveis Físicas e Químicas ......................................................................... 35 2.2.1 Parâmetros Meteorológicos......................................................................... 35 2.2.2 Temperatura, pH, condutividade, oxigênio dissolvido, transparência da água e sólidos em suspensão....................................................................................... 35 2.2.3 Dureza, Fósforo Total, Fluoreto, Manganês, Zinco, Sulfato, Urânio e Tório 36 2.3 Parâmetros Biológicos ................................................................................... 37 2.3.1 Coleta e preparo de amostras para a quantificação e identificação de protozoários ciliados e do dinoflagedo Peridinium sp........................................... 37 2.3.1.1 Identificação dos Protozoários Ciliados e Estimativa da Densidade, do Biovolume e da Biomassa.................................................................................... 38 2.3.1.2 Estimativa de Densidade, Biovolume e Biomassa do dinoflagelado Peridinium sp........................................................................................................ 39 2.3.2 Coleta, preparo de amostras e estimativa da densidade bacteriana........... 40 2.3.5 Tipos Nutricionais dos Protozoários Ciliados e do dinoflagelado Peridinium sp. ........................................................................................................................ 41 2.3.6 Índice de Diversidade.................................................................................. 42 2.3.7 Índice de saprobidade ................................................................................. 42 2.3.8 Índice de estado trófico ............................................................................... 43 2.4 Clorofila e Feofitina ........................................................................................ 43 2.4.1 Estimativa de Biomassa Fitoplanctônica ..................................................... 44 2.5 Análise Estatística .......................................................................................... 45 2.5.1 Análise de Variância.................................................................................... 45 2.5.2 Análise de Correlação de Pearson.............................................................. 45 3 RESULTADOS.................................................................................................. 46 3.1 Parâmetros Meteorológicos............................................................................ 46 3.2 Variáveis Físicas e Químicas ......................................................................... 47 3.3 Clorofila e Feofitina ........................................................................................ 52 3.4 Índice de Estado Trófico................................................................................. 54 3.5 Variáveis Biológicas ....................................................................................... 55 3.5.1 Tipos nutricionais, classes e gêneros dos protozoários ciliados e do dinoflagelado Peridinium sp. ................................................................................ 55 3.5.2 Variação Sazonal e Espacial dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp., do bacterioplâncton e da biomassa fitoplanctônica na Represa das Antas .................................................................................................................... 59 3.5.3 Índice de Saprobidade................................................................................. 67 3.5.4 Índice de Diversidade.................................................................................. 67 4 DISCUSSÃO ..................................................................................................... 69
4.1 Variáveis Físicas e Químicas ......................................................................... 69 4.2 Variáveis Biológicas ....................................................................................... 77 4.2.1 Relações tróficas dos tipos nutricionais, Classe e Gêneros dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp. e outras populações microbianas planctônicas ......................................................................................................... 77 4.2.2 Variação Sazonal e Espacial dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp., do bacterioplâncton e da biomassa fitoplanctônica na Represa das Antas .................................................................................................................... 87 4.2.2.1 Índice de Saprobidade.............................................................................. 97 4.2.2.2 Índice de Diversidade ............................................................................... 98 5 CONCLUSÕES ............................................................................................... 101 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ................................................................... 105 APÊNDICE......................................................................................................... 121 INSTITUIÇÕES ENVOLVIDAS NA PESQUISA ..................................................121 ANEXOS ............................................................................................................ 122 ANEXO A ........................................................................................................... 123 ANEXO B ........................................................................................................... 124 Unidade de Tratamento de Minérios – Indústrias Nucleares do Brasil ............... 124 ANEXO C ........................................................................................................... 126 ANEXO D ........................................................................................................... 127
17
1 INTRODUÇÃO GERAL E REVISÃO DE LITERATURA
1.1 Contextualizações do estudo proposto
A principal fonte de água doce no planeta provém do escoamento de águas de
superfície. O escoamento global anual é de 44.500 Km2 por ano. A distribuição
dessas águas superficiais é extremamente desigual na Terra; mais da metade do
escoamento ocorre na Ásia e América do Sul. Portanto, o continente sul-
americano e o Brasil apresentam uma das maiores reservas de águas interiores
do planeta. Os vastos recursos hídricos do Brasil têm grande significado
ecológico, econômico e social, porém a contínua interferência de atividades
humanas nestes sistemas aquáticos produz impactos com consequências para a
qualidade da água, a biota aquática e o funcionamento de lagos, rios e represas.
Dentre estas atividades impactantes estão: o desmatamento, o despejo de
material residual, a construção de reservatórios e a mineração (REBOUÇAS;
BRAGA; TUNDISI, 2006).
A mineração tem se tornado importante para a economia brasileira sendo que
a produção industrial extrativista representou aproximadamente US$ 9,1 bilhões
no ano de 2007 (IBRAM, 2008). Um dos problemas ambientais decorrentes desta
atividade é a drenagem ácida de mina que pode comprometer a qualidade dos
recursos hídricos da região de sua ocorrência (REBOUÇAS; BRAGA; TUNDISI,
2006). A região de Poços de Caldas, Minas Gerais e a região carbonífera ao sul
do País (Estado de Santa Catarina), contribuem significativamente para este
problema (SOUZA, 1995).
Para que ocorra a drenagem ácida de mina é fundamental a presença de
sulfeto metálico associado ao minério. O mineral sulfetado sofre processo de
oxidação natural e, em contato com a água da chuva ou umidade produz ácido
sulfúrico que diluí-se na água e solubiliza metais presentes na rocha. A drenagem
ácida de mina é caracterizada por constituir-se em efluente apresentando, elevada
acidez e elevadas concentrações de metais solubilizados, como o alumínio, o
cobre, o ferro, o manganês, o zinco, o urânio e outros (LYEW et al. 2001). Os
metais são transportados através da drenagem dessa água e quando alcançam os
corpos de água ou lençóis freáticos, acabam comprometendo a qualidade dos
18
mesmos. A composição do efluente dependerá da composição da rocha, bem
como do processo produtivo de exploração mineral (CAMPOS, 2006).
O Planalto de Poços de Caldas é uma região caracterizada por inúmeras
anomalias de alta radioatividade natural associadas com rochas vulcânicas e
depósitos de minerais de urânio. Os depósitos de urânio ocorrem associados ao
sulfeto de ferro (FeS2) propiciando as condições para a ocorrência de drenagem
ácida de mina (NORDSTROM; SMELLE; WOLF, 1990).
Nesta região do Planalto de Poços de Caldas está localizada a Mina de Urânio
Osamu Utsumi que consiste na primeira mina de extração de minério de urânio do
Brasil, localizada nas dependências da Unidade de Tratamento de Minérios-
Indústrias Nucleares do Brasil (UTM - INB) (Anexo B). Na UTM – INB encontra-se
uma mina a céu aberto (Mina de Urânio Osamu Utsumi) e suas áreas de
deposição de rejeitos de mineracao, instalações de tratamento físico de minério,
usina de tratamento químico para extração de urânio e bacia de rejeitos, além das
instalações de utilidades e administrativas. Após funcionamento descontínuo
desde 1977, em 1995 houve a paralisação definitiva das atividades de lavra e de
tratamento químico de minério de urânio (MARQUES, 2006).
As águas de surgência e de drenagens ácidas provenientes das infiltrações
e percolação pluvial do interior da UTM-INB convergem para a Cava da Mina, de
onde são bombeadas para a estação de tratamento de efluentes (NASCIMENTO,
1998). Após receber tratamento com hidróxido de cálcio para precipitação de
metais e radionuclídeos, esse efluente é lançado na Represa das Antas. De
acordo com Cipriani (2002), em 2001, o volume de água ácida tratado na UTM-
INB e lançado na Represa das Antas foi de 1.414.851 m3.
Atualmente, os trâmites legais para a remediação do local e
descomissionamento da instalação estão em andamento, devendo o
empreendedor cumprir as exigências estabelecidas pela Comissão Nacional de
Energia Nuclear (CNEN) e o Instituto Brasileiro de Meio Ambiente (IBAMA),
através do Plano de Recuperação de Áreas Degradadas a ser apresentado pela
UTM-INB, de acordo com termo de referência detalhado, redigido especificamente
para este caso (IBAMA, ofício nº 099/2004 – DILIQ).
O Brasil ainda não detêm a tecnologia nem a experiência prática
sistematizadas para a remediação e o descomissionamento de minas e usinas de
19
urânio, mas seus órgãos reguladores, nuclear e ambiental, têm a
responsabilidade legal de fazer a análise de segurança para determinar as
conseqüências, a curto e longo prazo, para humanos e o meio ambiente,
associadas às ações de descomissionamento e do fechamento definitivo da
instalação propostas pelo empreendedor.
A Represa das Antas localiza-se na região da cabeceira da Sub-Bacia
Hidrográfica do Ribeirão das Antas que constitui a maior e principal rede
hidrográfica do Planalto de Poços de Caldas espalhando-se por toda a região
centro-ocidental, cobrindo uma área de 422,96 km2. Os rios que compõe a Sub-
Bacia Hidrográfica do Ribeirão das Antas são afluentes do Rio Mogi-Pardo, e este
por sua vez desagua do Rio Grande e por fim no Rio Paraná. Diagnóstico
preliminar nessa sub-bacia hidrográfica tem evidenciado usos múltiplos desse
recurso hídrico com possíveis impactos ambientais devido a ações antrópicas,
tais como: atividades de mineração (extração de bauxita, de urânio, de argila, de
sienitos ornamentais), indústria de produção de fertilizante, produção de matéria-
prima para garrafas tipo PET, indústrias alimentícias (produtos lácteos e
chocolates finos), piscicultura, agricultura com manejo inadequado do solo e
utilização intensa de agroquímicos (batata, café e morango), que podem levar ao
assoreamento das represas e córregos (IGAM, 2008). Ou seja, essa sub-bacia
hidrográfica recebe lançamentos de esgotos resultantes de atividades doméstico-
industriais, agrícolas, pecuárias, bem como de efluentes procedentes de
mineração. Cerca de 50 % da energia elétrica consumida na cidade de Poços de
Caldas, município com cerca de 140 mil habitantes, é gerada nessa sub-bacia
hidrográfica. Além da produção de energia elétrica, esta sub-bacia hidrográfica
também é utilizada para captação de água para consumo Humano, visando
abastecimento da cidade de Poços de Caldas. Além disso, tratando-se de uma
estância hidromineral, dentre as atividades econômicas e turísticas desse
município, destaca-se a exploração desse bem.
Com base nas informações acima sobre os usos múltiplos deste corpo
aquático, aliado ao fato da falta de estudos científicos na Represa das Antas, o
presente trabalho foi realizado visando à caracterização limnológica desse
ecossistema, com base em componentes bióticos e abióticos para contribuir com
informações sobre a situação atual desse sistema aquático.
20
1.2 Considerações gerais sobre ecologia de reservatórios
O estudo de sistemas dinâmicos como reservatórios, tem contribuído, e,
certamente contribuirá no futuro para a compreensão de problemas básicos em
Ecologia, tais como: a sucessão de comunidades em sistemas que apresentam
mudanças rápidas, padrões de colonização e efeitos de pulsos. Estas rápidas
mudanças produzem uma completa reorganização do sistema, em pouco tempo
(dias ou horas) e, consequentemente, é necessário não só acompanhá-las, mas
desenvolver mecanismos de previsão, importantes para um melhor
aproveitamento econômico. O conhecimento científico dos reservatórios como
ecossistemas, suas interações com as bacias hidrográficas e com os sistemas a
montante e a jusante, tem adicionado permanentemente novas dimensões à
abordagem sistêmica na pesquisa ecológica, proporcionando uma base
fundamental para o gerenciamento da qualidade da água e das bacias
hidrográficas (TUNDISI, 2007).
Os reservatórios são sistemas híbridos entre rios e lagos e seu estudo deve
levar esta característica em consideração (THORNTON et al. 1990). A construção
organizada de represas começou há cerca de 100 anos, o que os caracteriza
como sistemas artificiais relativamente recentes. Esses ecossistemas artificiais
apresentam um padrão dinâmico com rápidas mudanças em seus mecanismos de
funcionamento e gradientes horizontais e verticais; fatores de grande importância
no estudo das variações sazonais, espaciais e verticais que ocorrem nestes
corpos de água (HENRY, 2007).
De acordo com Tundisi (2007), os principais componentes e funções de força
que estabelecem as condições de contorno no funcionamento de reservatórios e
cujas medidas são essenciais para o entendimento da dinâmica desses
ecossistemas, compreendem as características climatológicas da região, o ciclo
hidrológico, o tempo de residência e a posição do reservatório (uma vez que há
efeitos a montante e a jusante de um reservatório sobre o outro). Os reservatórios
são caracterizados por apresentar regiões com influência do rio (a montante), com
influência da represa e das descargas (próximas à barragem) ou localizadas no
meio do reservatório com funcionamento de lago (TUNDISI et al. 2006).
21
No Brasil, os reservatórios têm sido impactados pela entrada de grande carga
de nutrientes originados de atividades industriais e de produção agrícola, bem
como o aumento populacional com a maior produção de descarga de efluentes
provenientes das áreas urbanas. Este processo acarreta a perda da diversidade
biológica, altera a cadeia alimentar, aumenta a toxicidade, decresce a qualidade
da água e as possibilidades de seus usos múltiplos, modificando o funcionamento
do ecossistema como um todo (VELHO et al. 2005).
Espíndola et al. (2002) mostraram, em estudo desenvolvido nos reservatórios
em cascata do Rio Tietê (São Paulo), o comprometimento da qualidade da água e
do sedimento destes ambientes devido a elevada concentração de nutrientes
(fósforo e nitrogênio) e metais. Os primeiros reservatórios do sistema em cascata
apresentaram-se mais impactados do que os últimos, devido ao processo de
retenção dos elementos na parte superior do sistema.
Em um reservatório urbano (Represa da Pampulha, Belo Horizonte, MG)
Rietzler; Fonseca; Lopes (2001) detectaram níveis elevados de metais pesados
(zinco, chumbo, cádmio, níquel, cobre, cromo, manganê e ferro) nos tributários da
represa e, segundo os autores, estes resultados estavam diretamente ligados às
atividades industriais desenvolvidas ao longo de sua bacia de drenagem. Barreto
et al. (2008) estudaram o reservatório de Capivara (Rio Paranapanema, Paraná) e
demonstraram que os metais manganês e ferro presentes no sedimento nos
meses de julho/2002 e fevereiro/2003, bem como fósforo no mês de fevereiro
eram liberados para a coluna de água e foram usados como indicadores de
influência antropogênica de atividades domésticas e industriais dentro do sistema.
Os reservatórios fazem parte da bacia hidrográfica, captando todos os efeitos
das atividades antropogênicas. Nesse sentido, os reservatórios apresentam
características próprias e se constituem em um centro coletor dos eventos que
ocorrem em seu entorno (TUNDISI, 2007).
De acordo com TUNDISI; BRAGA; REBOUÇAS (2006), o aumento de
pesquisas no Brasil para ampliar o conhecimento sobre represas tem sido
constante e persistente e os dados gerados devem ser utilizados em programas
de monitoramento e de gestão de bacias hidrográficas. Segundo os autores, a
progressão dessas atividades deve incluir novas regiões e áreas de pesquisa.
Dentro desse enfoque, há uma lacuna ainda a ser preenchida em nosso país;
relacionada aos estudos com ênfase em reservatórios que recebem efluentes de
22
origem minero-industrial de exploração de jazida de urânio, como é o caso da
Represa das Antas, localizada na região sul de Estado de Minas Gerais.
A Represa das Antas (localizada no município de Caldas, MG), inserida no
Planalto de Poços de Caldas, é um ambiente singular porque recebe os efluentes
líquidos tratados procedentes de rejeitos de mineração da primeira mina de urânio
do Brasil. Além disso, o Planalto apresenta anomalias com elevada radioatividade
natural, e assim, os corpos de água dessa região podem apresentar níveis de
radioatividade natural elevados. A avaliação da qualidade ecológica desta represa
é crucial, pois faltam pesquisas em locais próximos às atividades de mineração de
urânio no Brasil.
1.3 Protozooplâncton e relações com outras populações microbianas planctônicas
Os microorganismos aquáticos são os principais componentes dos ciclos
biogeoquímicos globais, regulam suprimento e demanda de carbono orgânico,
ciclagem de nutrientes e balanço de gás carbônico e oxigênio dentro dos e entre
os ecossistemas. Além disso, estão envolvidos na fixação e na regeneração dos
principais constituintes orgânicos celulares (carbono, nitrogênio, enxofre e fósforo)
e podem mobilizar elementos essenciais, como as vitaminas, para o crescimento e
o metabolismo (BROCK et al. 1994).
Em seu ambiente, os organismos apresentam íntimas e obrigatórias relações
com os demais organismos e com as condições físicas e químicas do meio.
Modificações nessas relações decorrentes de alterações naturais ou
antropogênicas podem conduzir ao desequilíbrio nessas relações. Grande parte
dos desequilíbrios ambientais provoca a redução ou até mesmo a extinção de
algumas espécies e a dominância de outras. Dessa maneira, os organismos, por
apresentarem diferentes graus de sensibilidade aos vários tipos de perturbações
no seu ambiente, a diminuição ou o aumento excessivo de algumas espécies
podem ser utilizados como bioindicadores da situação atual do sistema (ODUM,
1985).
Em sistemas oligotróficos, diferentes estudos têm demonstrado que as
comunidades microbianas planctônicas (bactérias, picoplâncton autotrófico e
heterotrófico e protistas) podem ser as responsáveis pela maior parte do carbono
23
e produção de energia na zona pelágica do que as clássicas cadeias alimentares
“fitoplâncton-metazooplâncton” (FENCHEL, 1988; MODENUTTI et al. 2003).
Associado ao fluxo de biomassa, os protozoários bacterívoros tem se mostrado
eficientes mineralizadores de nitrogênio e fósforo, reciclando o carbono e os
nutrientes via cadeia alimentar microbiana, sendo especialmente importantes em
ecossistemas pobres em nutrientes, como os ambientes oligotróficos, onde as
interações tróficas estão tensamente relacionadas (TREMAINE; MILLS, 1991;
GONZÁLEZ, 1999; SIMEK et al. 2001).
Devido ao seu reduzido tamanho e altas taxas metabólicas, os protozoários
são componentes importantes na ciclagem e regeneração de nutrientes na coluna
d’água. Embora frequentemente negligenciados em estudos lacustres, os
protozoários têm sido considerados a principal ligação dentro da cadeia alimentar
limnética e os níveis tróficos superiores, executando funções significativamente
importantes no fluxo de energia e na ciclagem de elementos nos ecossistemas de
água doce (XU et al. 2005).
Protozoários bacterívoros ou fagotróficos são importantes nas redes
alimentares pelágicas, predando cerca de 80 a 100% da produção bacteriana
diária, sendo considerados os principais responsáveis pela mortalidade e,
portanto, uma importante força seletiva para as bactérias aquáticas (JÜRGENS et
al. 1999; GONZÁLEZ et al. 1990; SHERR et al. 1992; MATZ; JÜRGENS, 2001 e
2005; CORNO; JÜRGENS, 2006). Além disso, é preciso citar os protistas
herbívoros que são capazes de utilizar inúmeras estratégias de alimentação para
consumir todos os tamanhos de células autotróficas, incluindo bactérias,
dinoflagelados e diatomáceas (SHERR; SHERR, 2002).
O modo de alimentação, o tamanho do alimento e o comportamento mostram
amplas variações, indicando que os protozoários compõem um grupo
heterogêneo. Havendo nadadores livres bem como espécies que deslizam sobre
os substratos e formas anexadas ao substrato (BOENIGK; ARNDT, 2002). Além
disso, segundo Tirok; Gaedke (2007), os protozoários estão entre os mais
importantes predadores do fitoplâncton, além de remineralizadores de nutrientes
em ecossistemas marinhos e de água doce.
Estudos com espécies de protozoários ciliados vêm sendo realizados não
somente por serem importantes componentes do plâncton (microzooplâncton) e
do bentos de ambientes de água doce, mas também por suas características
24
fagotróficas, especialmente por consumir bactérias, algas unicelulares e outros
protistas, bem como, por serem predados por rotíferos, cladóceros e copépodos
(JÜRGENS, 1994; SÍMEK et al. 1995; MADONI, 1993; MADONI, 2005; XU et al.
2005). Além disso, os protozários ciliados possuem diferentes estratégias para a
obtenção de alimento, podendo ser filtradores, sugadores e raptoriais e
apresentam um variado espectro de tamanho, resultando em importantes
implicações ecológicas quanto a sua função nos sistemas (FENCHEL, 1990).
Elloumi et al. (2006) também relata que os protozoários ciliados constituem
uma comunidade amplamente diversificada, o que os proporciona diferentes
papéis funcionais no plâncton e a capacidade de ocuparem vários nichos. Em se
tratando de seus recursos alimentares, apresentam ampla diversidade, que, além
do fitoplâncton e picoplâncton, inclui o bacterioplâncton e, até mesmo algumas
espécies do metazooplâncton.
Dentre os protozoários, os ciliados têm se mostrado o grupo mais importante
em ecossistemas aquáticos; dominando a biomassa protozooplanctônica com
números substanciais, eles são os principais consumidores de bactérias,
picoplâncton e nanoplâncton, sendo importantes nas relações tróficas e na
ciclagem de nutrientes, através da bacterivoria, algivoria, carnivoria e omnivoria
(BIYU, 2000; TAKAMURA et al. 2000; ZINGEL; OTT, 2000; GOMES; GODINHO,
2003; XU et al. 2005).
No Brasil, existem muitos estudos sobre as comunidades planctônicas em
reservatórios, porém, poucos deles têm incluído a análise do protozooplâncton na
dinâmica da rede trófica. Os protozoários ciliados de água doce são raramente
estudados em regiões tropicais, especialmente no Brasil, onde poucos trabalhos
têm sido publicados (VELHO et al. 2005; REGALI-SELEGHIM; GODINHO, 2004;
ARANTES et al. 2004; HARDOIM; HECKMAN, 1996; BARBIERI; GODINHO-
ORLANDI, 1989; BOSSOLAN; GODINHO, 2000). Isto se dá devido a dificuldades
na metodologia, nos métodos de amostragem com redes de plâncton e na
utilização de fixadores não satisfatórios (GOMES; GODINHO, 2003).
Recentemente no Brasil, os estudos sobre as comunidades
protozooplânctonicas vêm se acelerando, porém, ainda há a falta de
pesquisadores trabalhando com a ecologia e/ou taxonomia de protozoários
(REGALI-SELEGHIM, 2005).
25
Arantes et al. (2004) estudaram durante um ano, a composição taxonômica e
as variações no tamanho das populações de protozoários em um reservatório
eutrófico (Represa de Salto Grande, Americana - SP). Estes autores relataram
predominância de organismos algívoros/bacterívoros, sendo que, de um modo
geral, as maiores densidades de protozoários foram registradas na superfície,
provavelmente devido à maior disponibilidade de alimento (fitoplâncton). Ainda
segundos os autores, as densidades de protozoários foram consideradas baixas
quando comparadas a de outros ambientes eutróficos, devido à toxicidade
ambiental do sistema comprovada para diversos organismos (microcustáceos,
larvas de insetos e peixes), através de testes ecotoxicológicos.
Barbieri; Godinho-Orlandi (1989) relataram em seu estudo num reservatório
meso-oligotrófico raso (Represa do Lobo, São Carlos – SP) que nenhuma relação
significativa foi verificada entre a distribuição sazonal dos ciliados e amebas e os
fatores físicos e químicos.
Hardoim; Heckman (1996) estudaram os efeitos do clima da região norte do
Pantanal (Mato Grosso, Brasil) na atividade sazonal dos grupos de protozoários
sarcodina e ciliado. Os resultados mostraram que os ciliados foram considerados
uma população com baixa diversidade, quando comparados com aqueles
presentes em corpos de água da região sudeste do Brasil.
Bossolan; Godinho (2000) demonstraram, em um estudo anual na Lagoa do
Infernão (SP), que a composição da comunidade de protozoários e a alta
densidade de ciliados ocorreram em sua maior percentagem, na região
hipolimnética da lagoa, quando comparada à região superficial. Além disso,
verificaram que as maiores densidades de protozoários ciliados foram detectadas
entre os meses de julho e setembro. Os autores atribuíram os elevados valores de
densidade dos ciliados nestes meses à maior disponibilidade de alimento
(bactérias), propiciando a presença de protozoários bacterívoros.
Gomes; Godinho (2003) relacionaram a distribuição sazonal e espacial dos
protozoários ciliados e amebas num reservatório raso e eutrófico (Monte Alegre,
Ribeirão Preto – SP) com a maior disponibilidade de alimento (bactérias), com as
elevadas temperaturas e a menor concentração de oxigênio dissolvido na região
hipolimnética desse reservatório.
Regali-Seleghim; Godinho, 2004 estudaram a ocorrência sazonal de ciliados
peritriquidas epibiontes sobre o metazooplâncton em um reservatório eutrófico
26
raso subtropical (Reservatório do Monjolinho, São Carlos – SP) e segundo os
autores, o estudo sugeriu que a epibiose possui um importante papel no controle e
na dinâmica das populações planctônicas.
Paiva; Silva-Neto (2004), estudando os protozoários ciliados da Lagoa de
Cabiúnas (Macaé – RJ) relataram que dentre as 34 espécies de protistas ciliados
encontrados na lagoa, algumas espécies de ciliados foram consideradas
indicadoras de qualidade de água, quando aplicado o índice de saprobidade. Os
autores concluíram que a lagoa era um ambiente que apresentava características
entre alfa-mesosapróbica e polissapróbica. O resultado deste estudo incluiu a
descrição da nova espécie de ciliado denominada de Oxytricha marcili sp..
Velho et al. (2005) analisaram a abundância e a biomassa dos ciliados
planctônicos em três reservatórios do Estado do Paraná em duas épocas do ano e
registraram que, os maiores valores de densidade e biomassa dos ciliados
planctônicos foram observados no reservatório do Iraí (eutrófico) e os menores
valores no reservatório Chavantes (oligotrófico). Em geral, os ciliados foram mais
abundantes na superfície e temporalmente foram observadas diferenças
representativas nos valores de densidade, apenas para o reservatório Iraí.
Nos sistemas pelágicos, de acordo com Samuelsson et al. (2006), o
fitoplâncton e as bactérias são importantes produtores de novas partículas de
matéria orgânica. O destino de grande parte desta produção depende da
composição das comunidades consumidoras, dominadas pelos protozoários e
pelo metazooplâncton.
De acordo com Azam et al. (1982) o conceito de elo microbiano era visto como
um processador de matéria orgânica não viva, via retenção bacteriana, seguida da
predação das células bacterianas pelos protozoários. Contudo, segundo Sherr;
Sherr (1988) há muitas interações tróficas dentro da rede alimentar microbiana,
desta maneira o elo microbiano não pode ser considerado separadamente do
resto da cadeia alimentar microbiana. Ao invés disso, os heterótrofos podem ser
vistos como responsáveis pela remineralização de parcelas de carbono fixado
(células bacterianas e algais) e pela recuperação de carbono fixado (matéria
orgânica particulada e dissolvida), por outro lado, o carbono fixado pelas células
bacterianas e algais, pode ser transferido para os níveis tróficos superiores. Tais
vias de remineralização também incluem retenção de bactérias pelas algas
27
mixotróficas e ingestão de pequenos microorganismos contendo cloroplastos
pelos ciliados.
O monitoramento das variáveis físicas e químicas proporciona medida
instantânea da qualidade da água, no entanto, a análise das variáveis biológicas
possibilita a detecção e a integração das interferências que o ambiente sofre
continuamente ou intermitentemente. O biomonitoramento utiliza como
ferramentas fundamentais diversos índices ecológicos para avaliar o grau de
impacto nos corpos d’água (SALUSSO; MORAÑA, 2002).
Aspecto importante na caracterização de um corpo aquático é o seu estado
trófico. Usualmente, para se determinar o índice de estado trófico de um corpo
aquático são utilizados valores de transparência da água aliado às concentrações
de fósforo, de nitrogênio e de clorofila a. De acordo com o valor obtido para o
índice de estado trófico, adota-se uma classificação para o ambiente aquático que
varia de oligotrófico a hipereutrófico (CARLSON, 1977).
Quando a interpretação do estado trófico é feita em conjunto com outros
eventos, especialmente biológicos, pode-se avaliar graus de deterioração do
ambiente aquático (qualidade da água) (Kent State University, 2008; MADONI,
1993). Em função disto, outros índices biológicos úteis são utilizados para
descrever as condições da qualidade da água, como o índice de saprobidade
(RADOCEVIC-NEDOVIC; HOLLERT, 2005). De acordo com Madoni (2005), Lee
et al. (2004) e García-Santana; González-Martínez (2002) o índice de saprobidade
é capaz de definir a qualidade biológica dos ecossistemas aquáticos através do
uso de organismos bioindicadores. Além do estado de trofia e saprobidade de um
ambiente aquático, a diversidade na composição dos organismos também pode
caracterizar alterações ambientais, tais como: a ausência de gêneros
caracterizados como sendo comumente pertencentes a determinado ecossistema,
a ocorrência de organismos caracterizados como tolerantes a alterações
ambientais, a diminuição no número de indivíduos ao longo do tempo e do espaço
e a substitução de determinadas espécies por outras (MADONI, 2005).
Os ciliados têm sido propostos como bioindicadores biológicos de qualidade da
água, devido a alta sensibilidade às alterações ambientais quando comparados a
outros organismos, devido às altas taxas reprodutivas e variedade de nichos
tróficos (bacterívoros, algívoros, carnívoros, omnívoros) que ocupam; podem ser
utilizados para monitorar alterações na qualidade da água em curtos períodos de
28
tempo devido a sua alta taxa metabólica (GARCÍA-SANTANA; GONZÁLEZ-
MARTÍNEZ, 2002; JIANG; SHEN 2005; LEE et al. 2004; LUGO et al. 1991;
MADONI, 1993; MADONI, 2005; SALUSSO; MORAÑA, 2002).
1.4 Justificativa
A Represa das Antas (Caldas – M.G.) é um corpo aquático que foi
construído para o abastecimento de água para a UTM-INB. Atualmente, a
Represa das Antas recebe os efluentes tratados dessa instalação nuclear,
procedentes de drenagens ácidas geradas em pilhas de rejeitos de minério da
primeira mina de urânio do país. O Brasil ainda não detêm a tecnologia nem a
experiência prática sistematizadas na remediação e descomissionamento de
minas e usinas de urânio, mas seus órgãos reguladores, nuclear e ambiental, têm
a responsabilidade legal de realizar a análise de segurança para determinar as
conseqüências, a curto e longo prazo, para humanos e o meio ambiente,
associadas às ações de descomissionamento e do fechamento definitivo da
instalação propostas pelo empreendedor. Sendo assim, torna-se de imperativo
para os órgãos licenciadores e fiscalizadores de instalações nucleares, como é o
caso da Comissão Nacional de Energia Nuclear, gerar conhecimento acerca da
sub-bacia hidrográfica do Ribeirão das Antas, a fim de subsidiar a tomada de
decisões relativas ao tratamento e gerenciamento de rejeitos e efluentes
radioativos.
Existem poucas pesquisas que vêm sendo realizadas no Planalto de Poços de
Caldas, estas em sua maioria têm sido realizadas dentro da instalação nuclear
(UTM-INB) e na região do Morro do Ferro (considerado um dos locais do mundo
que apresenta maior radioatividade natural).
Garcia (1989) realizou estudo sobre a lixiviação bacteriana de minério de
urânio utilizando espécies provenientes de quatro regiões de mineração brasileira,
entre elas a Mina de Urânio a céu aberto Osamu Utsumi em Caldas. Segundo o
autor, os minérios estudados na região de Poços de Caldas mostraram-se
susceptíveis à lixiviação bacteriana. Souza (1995) evidenciou que a atividade
bacteriana nas pilhas de rejeito de mina de urânio de Poços de Caldas eram mais
intensas na região em contato com o ar do que na região de saturação, ou seja, a
29
geração de ácido na região superior da pilha é governada pelos mecanismos
biológicos enquanto que na região inferior predomina os mecanismos químicos. A
existência de bactérias redutoras de sulfato em amostras de água, provenientes
da Cava da Mina Osamu Utsumi que apresentavam baixos valores de pH e
oxigênio, bem como altas concentrações de metais pesados (Mn e Zn) foi
demonstrada por Benedetto et al. (2005). Marques (2006) isolando diferentes
linhagens de cianobactérias no sistema de tratamento de efluentes da UTM-INB
demonstrou a capacidade da linhagem Aphanothece sp. em adsorver 226Ra e a
produção de baixas concentrações de epatotoxinas em linhagens da ordem
Oscillatoriales. Campos (2006) avaliando a ocorrência e as flutuações das
populações bacterianas de Acidithiobacillus ferrooxidans e Acidithiobacillus
thiooxidans em efluentes da UTM-INB, observou que A. ferrooxidans e A.
thiooxidans apresentaram variação sazonal, tanto quantitativamente como em
relação à sua incidência nos diferentes pontos de coleta avaliados. Segundo o
autor, os pontos críticos em relação à ocorrência de drenagem ácida de mina e a
ação de bactérias biolixiviantes foram: Cava da Mina (CM), Bacia de Drenagem
(D3) e Borra de Enxofre (BS). Estes locais foram considerados pontos críticos em
ações de remediação, frente a uma possível ação de descomissionamento.
Vale (1982) testou métodos para análise de espectroscopia α para obter as
primeiras informações dos níveis de urânio e tório na água no entorno do Morro do
Ferro. Pivetta (1983) detectou os elementos Ca, Fe, Mn e Si em amostras de
águas provenientes do Morro do Ferro, sendo que a concentrações desses
elementos variaram de acordo com a estação do ano amostrada. Analisando a
interação entre o tório e os compostos húmicos em águas naturais subterrâneas e
superficiais no Morro do Ferro (Poços de Caldas – MG), Kuchler (1986) verificou
que os baixos valores de pH característicos deste sistema levaram à precipitação
do ácido húmico que por sua vez, arrasta consigo o tório presente na solução.
Como enfatizado anteriormente, os trabalhos realizados na região de
mineração do Planalto de Poços de Caldas estiveram concentrados na UTM-INB.
Poucos estudos abordando o diagnóstico do possível impacto ecológico da UTM-
INB nos corpos hídricos no entorno têm sido realizados. Prado (1994) já alertava
sobre a problemática do impacto causado pelo lançamento dos efluentes líquidos
procedentes da mineração de urânio no Ribeirão das Antas devido as elevadas
concentrações de Ba, Ca, F-, Mn, SO4 e atividade de 238U. Lage-Filho (1996)
30
analisou as características limnológicas (variáveis físicas, químicas, geológicas e
o zooplâncton) dos rios pertencentes à sub-bacia hidrográfica do Ribeirão das
Antas (Poços de Caldas – MG) no período de menores precipitações e verificou a
ocorrência de fontes de poluição nos ribeirões estudados, bem como, uma grande
capacidade de autodepuração do ribeirão principal. Segundo este autor, a
composição iônica do sedimento do Ribeirão das Antas refletiu tanto os usos da
bacia quanto a composição litológica da região. Ronqui (2004) realizou o primeiro
estudo visando à caracterização das variáveis físicas, químicas, bem como a biota
planctônica da Represa das Antas.
Nesse contexto o presente estudo foi pioneiro na Represa das Antas
abordando a caracterização limnológica (variáveis físicas, químicas e biológicas),
bem como a determinação do estado de trofia, índice de saprobidade, índice de
diversidade e valores de biomassa e densidade de organismos planctônicos, em
amostras de água da Represa das Antas.
Os resultados gerados poderão contribuir com as necessidades de
informação do Instituto de Gestão de Águas de Minas Gerais para possibilitar o
enquadramento desse manancial de acordo com a Resolução 357 do Conama
(CONAMA, 2005).
O Brasil não tem experiência sistematizada na remediação e no
descomissionamento de mina de urânio, sendo a UTM-INB a primeira mina de
urânio em fase de descomissionamento. A localização do Laboratório de Poços
de Caldas/CNEN próximo a essa instalação e sua infra-estrutura técnica e
laboratorial implantadas, constituiram uma oportunidade singular para a avaliação
de possível impacto ambiental causado por efluentes de mina de urânio em sub-
bacia hidrográfica.
1.5 Objetivo Geral
O objetivo geral deste estudo foi realizar a caracterização limnológica da
Represa das Antas, baseando-se na avaliação da comunidade de protozários
ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp., do bacterioplâncton, do fitoplâncton e de
variáveis físicas e químicas, para a avaliação de efeitos ambientais causados por
efluentes de Mina de Urânio sobre populações microbianas planctônicas.
31
1.5.1 Objetivos Específicos
1 Caracterizar sazonalmente e espacialmente os diferentes gêneros de
protozoários ciliados, considerando sua abundância, biomassa e suas inter-
relações com outros componentes da rede trófica microbiana (densidade e
biomassa do dinoflagelado Peridinium sp., os valores de densidade do
bacterioplâncton e a estimativa da biomassa fitoplanctônica), bem como com as
variáveis físicas e químicas da água na Represa das Antas;
2 Determinar sazonalmente e espacialmente as relações tróficas dos tipos
nutricionais no compartimento biótico, presentes em amostras de água da
Represa das Antas, considerando os valores de densidade e biomassa dos
protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp., os valores de densidade do
bacterioplâncton, a estimativa da biomassa fitoplanctônica e deste com a
composição química e as características físicas da água na Represa das Antas;
3 Determinar sazonalmente e espacialmente possíveis efeitos do lançamento de
efluentes de mina de urânio na Represa das Antas, sobre a diversidade, a
abundância e a biomassa de populações microbianas planctônicas, bem como
sobre o estado de trofia e a composição química da água, na Represa das Antas;
4 Determinar sazonalmente o Índice de Estado Trófico da Represa das Antas;
5 Determinar sazonalmente e espacialmente o Índice de Diversidade e
sazonalmente o Índice de Saprobidade em amostras de água na Represa das
Antas.
2 MATERIAIS E MÉTODOS
2.1.1 Descrição do Local de Estudo
A Represa das Antas (21° 57'30 “N e 46° 31'45" O) como mostra a Figura 1 e o
Anexo A, está localizada no Ribeirão das Antas, a cerca de 300 m a jusante da
confluência do Córrego da Cachoeirinha, na divisa dos municípios de Andradas e
Caldas, Estado de Minas Gerais, distante aproximadamente 30 km da cidade de
32
Poços de Caldas e 2 km fora do limite atual da área da UTM/INB (Anexo B:
Indústrias Nucleares do Brasil S/A). A Sub-Bacia Hidrográfica do Ribeirão das
Antas constitui a maior e principal rede hidrográfica do Planalto de Poços de
Caldas, espalhando-se por toda a região centro-ocidental, cobrindo uma área de
422,96 Km2 (CHRISTOFOLETTI, 1970).
A denominação Planalto de Poços de Caldas resulta da modelagem
diferenciada do relevo. Situado na borda ocidental da Serra da Mantiqueira, em
contato com os extremos orientais da bacia sedimentar do Paraná, formando um
conjunto morfoestrutural perfeitamente caracterizado, englobando parte do
território mineiro e paulista. Geomorfologicamente, a região é caracterizada por
um modelado estrutural dômico, com diques anelares individualizado pelas cristas
e escarpas abruptas circulares que o delimitam. A área de drenagem da Sub-
bacia Hidrográfica do Ribeirão das Antas é de litologia variada, dominando rochas
intrusivas – tinguaítos e foiaitos, principalmente tinguaitos. Já os fonolitos e tufos
vulcânicos têm áreas de ocorrência mais restrita (LAGE-FILHO, 1996).
Esse Ribeirão faz parte da bacia hidrográfica do Rio Mogi-Guaçu - Pardo, que
deságua no Rio Grande e em seguida, integrando a bacia do Rio Paraná. As
margens da Represa e o leito do Ribeirão das Antas são cobertos por aluvião
argilo-silto-arenoso (IGAM, 2008).
A Represa das Antas foi barrada em 1982 com a finalidade de abastecimento
de água para a UTM-INB. Atualmente, recebe os efluentes tratados da UTM-INB,
procedentes de drenagens ácidas geradas de pilhas de rejeitos de mina (também
chamadas de pilhas de estéreis) de minério de baixo teor de urânio. Antes da
liberação na Represa das Antas, os efluentes recebem tratamento com hidróxido
de cálcio visando à precipitação dos metais e radionuclídeos, permanecendo
armazenados numa bacia para decantação de sólidos e em seguida, são
liberados por gravidade na Represa. De acordo com Cipriani (2002), em 2001 o
volume de água ácida tratada na UTM-INB e lançada na Represa das Antas foi de
1.414.851 m3. Os dados hidrológicos e morfométricos da Represa das Antas são
mostrados na Tabela 1.
Quanto ao nível de água do reservatório, o vertedouro é um arco de curvatura
simples, tendo uma armadura de pele em malha para escoamento da água,
possuindo descarga de fundo provida de comporta plana. Esta descarga de fundo
permite um esvaziamento do reservatório até a cota de 1,284 m, o que não só se
33
constitui em um fator de segurança adicional, como também permite um maior
controle quanto aos problemas de eutrofização da água do reservatório
(RELATÓRIO AMBIENTAL INB, 1999).
Tabela 1. Dados Hidrológicos e Morfométricos da Represa das Antas, Caldas – MG
Corpo Aquático Represado Ribeirão das Antas
Ano do Fechamento 1982
Altitude 1291 m
Hidrologia
Área de Drenagem 51 Km2
Descarga Máxima do Afluente 490 m3/s
Descarga Máxima do Efluente 180 m3/s
Descarga mínima garantida para a jusante 0,125 m3/s
Morfometria do Reservatório
Área inundada 1,9.106 m2
Volume 3,9.106 m3
Profundidade Máxima *6,9 m
Profundidade mínima *1,0 m
Comprimento máximo 3.500 m
Largura média 250 m
Tempo de Retenção *5 dias
Vazão Média Anual 9,515 m3/s Fonte: Relatório Ambiental INB (1999) *Comunicação Pessoal (RONQUI, 2008). 2.1.2 Delineamento experimental
Foram realizadas coletas de amostras de água na Represa das Antas nos
meses de janeiro/06, abril/06, julho/06, outubro/06 e fevereiro/07 durante o
período de um ano. Os pontos de amostragem (Cab, P41, P14 superfície e P14
fundo) são mostrados na Figura 1 e no Anexo A. As coletas foram realizadas no
período da manhã entre 9:30 e 12:00 h, para a obtenção de informações sobre a
comunidade de protozoários ciliados, do bacterioplancton e do dinoflagelado
Peridinium sp., bem como foram realizadas determinações de clorofila, de
feotitina e de variáveis físicas e químicas.
O ponto cabeceira (Cab) apresenta profundidade igual a 1,50 m, está
localizado na região da cabeceira da Represa das Antas (21º 58’ 22.2”S, 46º 30’
34
43.7” WO) e não sofre influência direta dos efluentes da mina de urânio. O ponto
41 (P41) (21º 58’ 03.2” S, 46º 30’ 46.9” WO) apresenta 1,0 m de profundidade e
localiza-se na região central da represa, recebendo o efluente tratado da UTM-
INB. Os pontos de coleta: ponto 14 superfície (P14S) e ponto 14 fundo (P14F)
(21º 87’ 47.9” S, 46º 31’ 32.4” WO) estão localizados à jusante do ponto P41,
próximos à barragem, local com 6,9 metros de profundidade (Figura 1 e Anexo A).
As amostras de água foram coletadas a 0,5 m de profundidade nos pontos
Cab, P41 e P14S, bem como a 6,5 m de profundidade no P14F, com garrafa de
Van Dorn de 5 L de capacidade e conduzidas imediatamente para análise no
Laboratório de Radioecologia do Laboratório de Poços de Caldas-Comissão
Nacional de Energia Nuclear(LAPOC/CNEN).
Figura 1. Localização dos pontos de amostragem na Represa das Antas e esquema
mostrando as principais instalações da UTM-INB.
35
2.2 Variáveis Físicas e Químicas
2.2.1 Parâmetros Meteorológicos
Todos os resultados dos parâmetros meteorológicos foram fornecidos pela
Estação Meteorológica (Campbell Scientific, Modelo CR10X, 815W - 1800N)
instalada nas dependências do LAPOC/CNEN. A estação meteorológica coleta
informações diariamente, a cada intervalo de 30 minutos, iniciando as medições
às 0:30 h e encerrando às 0:00 h. Localiza-se aproximadamente à 14 Km de
distância da UTM-INB e da Represa das Antas.
Os valores obtidos para cada parâmetro meteorológico avaliado foram obtidos
através da soma dos valores de índice pluviométrico diário, bem como por meio
dos valores médios diários, obtidos para a velocidade do vento, a temperatura do
ar, a umidade relativa do ar e evaporação. Os cálculos consideraram as medições
realizadas nos vinte e cinco dias anteriores à data de cada coleta de amostras na
Represa das Antas. Por exemplo, no mês de janeiro a coleta ocorreu na data de
24/01/06, sendo assim, os cálculos dos valores meteorológicos apresentados no
presente estudo são referentes ao período de 30/12/05 a 24/01/06.
2.2.2 Temperatura, pH, condutividade, oxigênio dissolvido, transparência da água e sólidos em suspensão
As variáveis temperatura, oxigênio dissolvido e transparência da água foram
medidas no campo e, as variáveis pH, condutividade e sólidos em suspensão
foram medidas no laboratório, logo após cada coleta.
A temperatura da água e as determinações de pH foram feitas utilizando-se
eletrodo seletivo de pH combinado com sensor de temperatura (WTW – 320). As
medidas de condutividade foram realizadas em condutivímetro da marca Digimed
com o uso de eletrodo seletivo.
As determinações de oxigênio dissolvido na água foram realizadas por
titulometria, segundo Eaton et al. (1995). Os valores de transparência da água
foram obtidos com o auxílio do disco de Secchi de 25 cm de diâmetro.
36
As amostras de água para a estimativa de sólidos em suspensão foram
filtradas em membranas de fibra de vidro (Millipore), com 47 mm de diâmetro.
Cada membrana foi previamente seca em mufla, levada a 450 ºC por 1h, e
pesada. Filtrou-se 1 L de cada amostra e em seguida, cada membrana contendo
amostra já filtrada foi levada para secagem em estufa a 110 °C, por 2 h. O filtro
contendo cada amostra foi pesado novamente, transferido para cadinho de
porcelana previamente pesado e então, colocado em mufla novamente a 150 °C,
por 30 minutos. Em seguida, a temperatura da mufla foi elevada em 50 °C de hora
em hora, até alcançar 450 °C, permanecendo nesta temperatura por 2 horas
(TEIXEIRA et al. 1965).
2.2.3 Dureza, Fósforo Total, Fluoreto, Manganês, Zinco, Sulfato, Urânio e Tório
A partir de cada ponto de coleta foi realizada amostragem de água (1L) em
frascos de plástico opaco, para as análises químicas. As amostras foram
conservadas com ácido nítrico (5 mL) e conduzidas imediatamente para análise
no Laboratório de Química Analítica do LAPOC/CNEN.
As análises de dureza (Cálcio e Magnésio), manganês e zinco foram
realizadas por espectrometria de absorção atômica por plasma acoplado
indutivamente (Varian - modelo Liberty RL Sequencial ICP-OES). Foram filtradas
alíquotas de 20 ml de cada amostra e colocadas em beckers para leitura no ICP.
O fósforo total foi determinado pela técnica de Espectrofotometria UV-Visível
utilizando como reagente colorimétrico o molibidato de amônio, o qual em contato
com o fósforo produz complexo de fósforo-molibidato de amônio, de coloração
azul. A leitura da solução foi realizada no comprimento de onda de 600 nm
(ASTM, 1980).
O fluoreto foi estimado pelo método potenciométrico com eletrodo de íon
seletivo (NASCIMENTO et al. 1988).
As análises de sulfato foram realizadas por Espectrofotometria UV-Visível. Foi
utilizado cloreto de bário como reagente de precipitação, formando sólidos em
suspensão. O complexo formado de BaSO4 foi medido no comprimento de onda
de 420 nm (ASTM, 1980).
37
As análises de urânio foram realizadas por Espectrofotometria UV-Visível. As
amostras foram tratadas por extração utilizando-se solvente tributilfosfato e
submetidas a uma reação com solução do reagente colorimétrico de Arsenazo III.
A leitura dos resultados foi realizada no comprimento de onda de 650 nm
(FUKUMA et al. 2001).
Para as análises de tório (Espectrofotometria UV-Visível) alíquotas da amostra
na concentração de 1,6 a 8,0 mg/L que se refere ao intervalo da curva padrão
foram tratadas por extração utilizando-se solvente Topotrioctilfosfina e submetidas
a reação com solução do reagente colorimétrico de Arsenazo III. A leitura dos
resultados foi realizada no comprimento de onda de 665 nm (FUKUMA et al.
2001).
2.3 Parâmetros Biológicos
2.3.1 Coleta e preparo de amostras para a quantificação e identificação de protozoários ciliados e do dinoflagedo Peridinium sp.
Para as análises de densidade e biomassa dos protozoários ciliados foram
coletadas amostras de água em frascos de vidro (200 ml) com tréplicas em cada
ponto de amostragem (Cab, P41, P14S e P14F).
As amostras foram fixadas no campo com 4,3 mL de solução saturada de
cloreto de mercúrio e coradas com 4 gotas de azul de bromofenol (0,04%) (PACE;
ORCUTT, 1981). No laboratório, cada amostra foi deixada em repouso para a
sedimentação dos protozoários, de acordo com o recomendado por Margalef
(1969). Após o período de sedimentação, o sobrenadante foi descartado dos
frascos através de sifonamento com tubo de látex; e a água imediatamente acima
do precipitado foi retirada com uma pipeta automática, evitando-se a
ressuspensão e agitação da amostra na interface ar-água. O volume restante foi
homogeneizado para a contagem dos protozoários em câmaras de Sedgwick-
Rafter. De cada amostra coletada, foram preparadas e analisadas 3 câmaras
(contendo 1 mL cada uma) de Sedgwick-Rafter, totalizando a análise do conteúdo
de 9 câmaras de Sedgwick-Rafter para cada ponto de amostragem.
38
O tempo de sedimentação foi calculado através da fórmula abaixo
(MARGALEF, 1969).
T=3 x H Equação (1)
onde: T= tempo (horas); H= altura do frasco (cm).
Além da coleta de amostras de água para fixação de material com cloreto de
mercúrio, foram coletadas também amostras para observação dos organismos a
fresco, procedentes de cada ponto de coleta avaliado. As amostras a fresco foram
analisadas no dia de coleta. Para a coleta de amostras utilizou-se rede de
plancton com 10 µm de poro e filtrou-se cerca de 5 L de amostra de água a partir
de cada local de amostragem.
2.3.1.1 Identificação dos Protozoários Ciliados e Estimativa da Densidade, do Biovolume e da Biomassa
Os protozoários foram quantificados e identificados. Para auxiliar na
identificação dos protozoários ciliados, estes foram observados em amostras "a
fresco", em aumento de 125X, provenientes de amostras de água filtradas em
redes de plâncton de 10 µm de póro. Alíquotas (1 mL) foram colocadas em
câmara de Sedgwick-Rafter sem adição de lamínula e analisadas sob microscópio
ótico (Ortoplan - LEITZ) anotando-se o tipo de movimento, a presença de vacúolo
alimentar, a presença de vacúolos contrácteis e outras estruturas celulares. As
principais fontes de literatura utilizadas para a identificação dos protozoários
ciliados foram: Edmondson (1959); Foissner; Berger (1996); Lee et al. (1985) e
Pennak (1953).
Para a estimativa de densidade, foram colocadas alíquotas de 1 mL, de cada
amostra fixada com cloreto de mercúrio, em câmaras de Sedgwick-Rafter. Em
seguida cada amostra assim preparada foi analisada em microscópio ótico (marca
Ortoplan – LEITZ aumento de 125X), sob microscopia de campo claro. A partir de
amostras de água procedentes de cada ponto de coleta, bem como de cada mês
de coleta avaliado ao longo deste estudo, foram realizadas medidas lineares de
aproximadamente 20 indivíduos para cada grupo morfológico.
39
A estimativa do volume de cada célula foi feita utilizando-se fórmulas
matemáticas que representassem as formas geométricas mais próximas à
morfologia dos organismos, segundo Regali-Seleghim (1992), como mostra a
tabela do Anexo C. Para a estimativa de biomassa protozooplanctônica,
inicialmente os valores de volume de cada protozoário foram multiplicados pelo
fator de conversão para carbono, estimado por Putt; Stoecker (1989), que é
específico para protozoários ciliados, gerando o valor de biomassa celular. Em
seguida, a biomassa celular de cada protozoário foi multiplicada pelo valor de sua
densidade.
Utilizando-se a fórmula fornecida por Sorokin; Kadota (1972), chegou-se à
biomassa úmida total (µg C . L-1), para cada amostra:
B=D x b Equação (2)
onde:
B= biomassa total (µg C.L-1);
D= densidade (ind. L-1) e
b = biovolume.
2.3.1.2 Estimativa de Densidade, Biovolume e Biomassa do dinoflagelado Peridinium sp.
O dinoflagelado Peridinium sp. foi quantificado e identificado juntamente com
os protozoários ciliados. A literatura utilizada para a identificação do dinoflagelado
foi Laybourn-Parry (1992).
Para a estimativa de densidade, foram colocadas alíquotas de 1 mL, de cada
amostra fixada com cloreto de mercúrio, em câmaras de Sedgwick-Rafter. Em
seguida cada amostra assim preparada foi analisada em microscópio ótico (marca
Ortoplan – LEITZ, aumento de 125X), sob microscopia de campo claro. A partir de
amostras de água procedentes de cada ponto de coleta, bem como de cada mês
de coleta avaliado ao longo deste estudo, foram realizadas medidas lineares de
20 indivíduos para cada grupo morfológico.
40
A estimativa do volume de cada célula foi feita utilizando-se a fórmula
matemática que representasse a forma geométrica mais próxima à morfologia dos
flagelados. Sendo assim, a estimativa do volume de cada célula de dinoflagelado
foi realizada através de medidas lineares de largura e comprimento, utilizando o
formato elipsóide rotacional descrita por Weisse (1997) como mostra o Anexo C.
Para a estimativa de biomassa do dinoflagelado Peridinium sp., inicialmente os
valores de volume de cada dinoflagelado foi multiplicado pelo fator de conversão
para carbono, estimado por Borsheim; Bratbak (1987), que é específico para
flagelados heterotróficos, gerando o valor de biomassa celular. Em seguida, a
biomassa celular de cada dinoflagelado foi multiplicada pelo valor de sua
densidade.
Utilizando-se a fórmula fornecida por Sorokin; Kadota (1972), chegou-se à
biomassa úmida total (µg C. L-1), para cada amostra (fórmula descrita
anteriormente):
2.3.2 Coleta, preparo de amostras e estimativa da densidade bacteriana
Para a análise do bacterioplâncton foram coletadas amostras (100 mL) em
frascos esterilizados, fixadas no campo com 5 mL de formaldeído (concentração
de 38%), à uma concentração final da amostra de 1,8% e mantidos em
refrigerador (± 8 ºC) (SHERR; SHERR, 1993), até o momento da análise, que
levou de 2 a 3 meses.
Alíquotas de 1 mL de cada amostra fixadas com formaldeído foram coradas
com solução aquosa do corante laranja de acridina (concentração do corante 1
g.L -1) na concentração final de 0,05 g.L-1 (DALEY; HOBBIE, 1975). Após 5
minutos de contactação em tubo de ensaio de 10 mL, a amostra foi filtrada em
membrana de policarbonato 0,22 µm de poro (Millipore) (HOBBIE et al. 1977),
previamente coradas com Sudam Black (Anexo D).
A membrana foi em seguida colocada sobre lâmina fina com a adição de óleo
de imersão de baixa fluorescência (marca Cargilli), sem a adição de lamínula e
analisada sob microscópio de epi-fluorescência (Microscópio Zeiss-Axioplan 2,
filtro UV 450 - 490, FT 510, LP 520, lâmpada de mercúrio HBO 50W e objetiva
41
neofluar 100 X 10 = 1000X). Foram contados 50 campos microscópicos, de modo
que a área de cada campo foi de 625 µm2.
A estimativa de densidade foi dada segundo a fórmula para o cálculo do
número de bactérias/mL de amostra:
N = g x A x D Equação (3)
a x V
onde:
N = nº de bactérias/ml;
g = média do nº de bactérias/50campos;
A = área de filtração (176,0 mm2);
d = fator de diluição;
a = área do campo;
V = volume filtrado.
Os valores de densidade das bactérias apresentados em número de bactérias
por mL (ind.mL-1) foram convertidos para número de bactérias por litro (ind. L-1).
2.3.5 Tipos Nutricionais dos Protozoários Ciliados e do dinoflagelado Peridinium sp.
Os diferentes tipos nutricionais dos protozoários ciliados e do dinoflagelado
Peridinium sp., registrados em amostras de água da Represa das Antas, foram
classificados em categorias tróficas, de acordo com Foissner; Berger (1996) e
segundo Laybourn-Parry (1992), respectivamente.
Os valores percentuais médios de densidade e biomassa dos protozoários
ciliados foram calculados para cada mês considerando a somatória dos valores de
densidade, bem como para os valores de biomassa total dos diferentes tipos
nutricionais de protozoários ciliados registrados em cada mês avaliado.
Para o dinoflagelado Peridinium sp., os valores percentuais médios de
densidade e biomassa foram calculados para cada mês considerando a somatória
dos valores de densidade, bem como para os valores de biomassa total do tipo
nutricional do dinoflagelado Peridinium sp. registrados em cada mês avaliado.
42
2.3.6 Índice de Diversidade
O valor de índice de diversidade para os protozoários ciliados foi calculado de
acordo com Shannon-Weaver (ODUM, 1985), utilizando-se a equação descrita
abaixo:
H = - Σ (ni / N) log (ni / N) ou -Σ Pi log Pi Equação (4)
onde:
ni = valor de biomassa de cada gênero em cada ponto amostrado, nos diferentes
meses avaliados,
N = total dos valores de biomassa de protozoários ciliados em cada ponto
amostrado nos diferentes meses avaliados e,
Pi = probabilidade de importância de cada espécie (ni / N).
2.3.7 Índice de saprobidade
A fórmula utilizada para o cálculo do Índice de Saprobidade abordando os
protozoários ciliados foi a descrita por Pantle; Buck (1955).
SIPB = Σ (N x SI) Equação (5)
Σ N
onde:
N = estimativa individual do número de cada espécie; 1 = poucos, 3 = muitos e S
= abundante (também pode ser usada a biomassa);
SI = índice de saprobidade das espécies (a cada espécie é atribuído um valor
específico), segundo Lee; Soldo (1992);
SIPB = índice de saprobidade de Pantle e Buck.
Á partir do valor do SIPB tem-se a seguinte classificação:
SIPB: 1,0 – 1,5 Limpos = oligosapróbico = qualidade da água Classe I;
coloração azul.
1,5 – 2,5 Moderadamente poluídos = beta-mesosaprobico = qualidade da
água Classe II; coloração verde.
43
2,5 – 3,5 Muito Poluídos = alfa-mesosapróbico = qualidade da água Classe III;
coloração amarela.
3,5 - ≥ 4,0 Pesadamente Poluído = polisapróbico = qualidade da água Classe
IV; coloração vermelha.
2.3.8 Índice de estado trófico
O índice de estado trófico (IET) da Represa das Antas foi calculado de acordo
com Carlson (1977), modificado por Toledo et al. (1983). Os parâmetros utilizados
para o cálculo deste índice foram os valores de transparência da água (TranS) e
as concentrações de clorofila a (Cl a).
As equações utilizadas para o cálculo do IET foram as seguintes:
IET(TranS) = 10x{6 - {(0,64+lnTranS)/ln 2 ]} Equação (6)
IET(Cl a) = 10x{6 - [(2,04 – 0,695xln Cla)/ln2]} Equação (7)
onde:
IET = índice de estado trófico;
TranS = transparência da água determinada através do disco de Secchi,
Cl a = concentração de clorofila a e;
In = logaritmo natural.
A partir dos valores de IET, os critérios para a classificação trófica foram:
IET ≤ 44: oligotrófico;
IET 44 < IET < 54: mesotrófico;
IET ≥ 54: eutrófico.
2.4 Clorofila e Feofitina
44
A clorofila e a feofitina foram determinadas segundo as recomendações de
Marker et al. (1980), utilizando-se etanol 90% a quente como solvente para a
extração.
As concentrações de clorofila a e feofitina foram calculadas através das
equações descritas por Lorenzen (1967):
Cl a = A x K x (6650 – 665a) x v / Vf x l Equação (8)
Feo = A x K x (R [665a] – 6650) x v / Vf x l Equação (9)
onde:
A = coeficiente de absorção da clorofila a = 11,0;
K = fator para igualar a redução na absorbância da concentração da clorofila
inicial, 1,7:0,7, ou 2,43,
6650 = absorbância antes da acidificação,
665a = absorbância após a acidificação,
V = volume do solvente utilizado para extração (mL-1),
Vf = litro de água filtrada,
l = direção do comprimento da curva (cm),
R = razão máxima de 6650 : 665a na ausência de feopigmentos, 7,7.
Os valores de clorofila b e c foram calculados através das equações
tricromáticas de Jeffrey e Humphrey (1975):
Cl b = 5,43 E664 – 21,03 E647 – 2,66 E630 Equação (10)
Cl c = -1,67E664 – 7,60 E647 – 24,52 E630 Equação (11)
2.4.1 Estimativa de Biomassa Fitoplanctônica Para a estimativa dos valores de biomassa fitoplactônica os valores de clorofia
a foram transformados em carbono, utilizando-se o fator de conversão de 67
(EATON et al. 1995).
45
2.5 Análise Estatística
A análise de variância (ANOVA) foi aplicada para detectar diferenças entre
valores determinados nas análises biológicas, físicas e químicas, em amostras de
água procedentes dos diferentes pontos e períodos de amostragem. Foram
consideradas significativas diferenças apresentando P < 0,05. A Análise de
Correlação de Pearson foi empregada para determinar possíveis correlações
entre valores determinados nas análises biológicas, físicas e químicas, em
amostras de água procedentes dos diferentes pontos e períodos de amostragem.
2.5.1 Análise de Variância
A Análise de Variância foi realizada seguindo o modelo:
yijk = u + Li + Pj + LPij + eijk.
onde:
yijk = é a observação da variável y no local; período; na repetição k,
u = constante geral (média de todas as observações para a variável y,
Li = é o efeito do i-ésino local,
Pj = é o efeito da j-ésino período,
LPij = é o efeito da interação do local; como o período j,
eijk = é o efeito dos fatores não controlados (ambientais).
As variáveis que apresentaram coeficiente de variação menor do que 30%
foram consideradas na discussão dos resultados, somente para associações que
apresentaram diferenças significativas, ou seja, P < 0,05.
2.5.2 Análise de Correlação de Pearson A análise estatística utilizada foi a determinação do Coeficiente de Correlação
de Pearson (p < 0,05), também chamado de "coeficiente de correlação produto-
momento" ou simplesmente de "r de Pearson" que mede o grau da correlação (e
a direção dessa correlação - se positiva ou negativa) entre duas variáveis de
escala métrica (intervalar ou de razão: coeficiente entre dois valores que permite
46
estabelecer relações entre os mesmos). Utilizou-se o programa Excel versão
Microsoft Windows XP 2000.
No presente estudo seguiu-se Lapponi (1995) para descrever as correlações
entre as variáveis analisadas, como mostra o quadro abaixo:
3 RESULTADOS
3.1 Parâmetros Meteorológicos
De acordo com os parâmetros meteorológicos (índice pluviométrico e
temperatura do ar) verificados na região da Represa das Antas, foram
identificadas duas estações ao longo dos meses avaliados: uma seca e fria
(julho/06) e uma estação quente e úmida (janeiro/06, outubro/06 e fevereiro/07),
como mostra a Tabela 2.
Os valores de umidade relativa do ar, evaporação e velocidade do vento
apresentaram-se relativamente constantes ao longo de todo o período de estudo
avaliado. Exceção foi verificada para a variável meteorológica evaporação do ar
no mês de fevereiro de 2007, onde foi registrado o menor valor de evaporação do
ar (Tabela 2).
47
Tabela 2. P tros Meteorológicos na região da Represa ntas
arâme das A
(mm) (ºC) (%) (m/s) (mm)
AN DIA/MÊS Ind. PLUV. TEMP. ar U. RE EVAPORAÇÃOO LAT. VEL.VEN.
Soma Media ± Desvio Padrão
2006 J aneiro 324,11 19,40±4,40 100,97±153,31 1,52±3,66 16,65±172,37
2006 Abril 169,94* 17,55±40,10 109,33±184,85 1,42±3,34 18,94±176,16
2006 Julho 9,65** 11,78±6,68 101,17±156,42 1,13±3,10 14,53±115,60
2006 Outubro 362,71 17,95±3,96 1 2 04,42±153,82 1,60±3,35 1,21±200,53
20 7 229,61 19,42±3,49 83,12±14,78 0,004 0,01 0 Fevereiro 1,07±0,76 ±
Calmaria/bafagem Escala Beaufort N = 1225
eCalmaria = ausência de ondulaçõ s na água
dados provenientes de 19 dias
dio foi detectado em amostras
de
profundidade destes pontos, ao longo de todo o
per
água, registrados em amostras prodecentes dos
dife
Bafagem = pequenas ondulações dados provenientes de 20 dias *
** 3.2 Variáveis Físicas e Químicas
Em relação aos valores registrados para sólidos em suspensão em amostras
de água da Represa das Antas (Tabela 3), o maior valor médio foi observado no
mês de fevereiro (0,014 mg.L-1) e o menor valor mé
água coletadas no mês de julho (0,003 mg.L-1).
Os valores de transparência da água variaram de 0,5 m (P41) a 3,5 m (P14S).
Para os pontos Cab e P41 os valores registrados de transparência da água
corresponderam ao valor de
íodo estudado (Tabela 3).
Para os valores médios de condutividade elétrica obtidos em amostras de água
da Represa das Antas, os maiores valores foram registrados em julho (411 µS.cm-
1) seguido de fevereiro (360,5 µS.cm-1) (Tabela 3). Tais valores de condutividade
elétrica foram significativamente diferentes (P < 0,05) daqueles valores médios
registrados em outubro (192 µS.cm-1) e janeiro (144 µS.cm-1). Espacialmente não
foram verificadas diferenças significativas (P > 0,05) entre os valores de
condutividade elétrica da
rentes pontos de coleta.
De acordo com o Plano Nacional de Recursos Hídricos (BRASIL, 2006) os
corpos de água localizados na Sub-Bacia Hidrográfica do Ribeirão das Antas são
48
considerados como de Classe II, frente à Resolução 357 do Conama (CONAMA,
2005), uma vez que ainda não passaram por instrumento normativo de
enquadramento. Neste contexto, os resultados obtidos no presente trabalho foram
comparados com os limites estabelecidos pela norma acima citada, adotando-se
os
ONAMA,
200
ativa
(P<
menores
(P<
limites previstos para corpos de água de Classe II.
Em relação aos valores de pH, o valor médio máximo obtido em amostras de
água da Represa das Antas foi registrado no mês de outubro (6,6) e apresentou-
se significativamente maior (P<0,05) do que o menor valor médio de pH (5,6),
registrado em amostras de água coletadas no mês fevereiro (Tabela 3).
Espacialmente não foi verificada diferença significativa (P > 0,05) para os valores
de pH registrados em amostras de água procedentes dos diferentes pontos
avaliados. Somente no mês de fevereiro foram registrados valores de pH mais
ácidos e fora dos limites permitidos pela Resolução 357 do Conama (C
5) para amostras de água coletadas nos pontos P41, P14S e P14F. Os resultados mostraram que, o maior e o menor valor médio de temperatura
da água (P<0,05) foi registrado, respectivamente, em amostras de água coletadas
no mês de outubro (26,0 ºC) e julho (16,3 ºC). Houve diferença signific
0,05) quando comparado o maior e o menor valor médio de temperatura.
Nos meses de janeiro/06, abril/06 e fevereiro/07, os valores médios de
temperatura da água apresentaram-se relativamente constantes (P>0,05), ou seja,
em torno de 23,5 ºC, mas diferentes (P<0,05) dos valores detectados em
amostras de água coletadas em outubro e julho. Espacialmente, os resultados
mostraram que os valores de temperatura observados nas amostras de água
procedentes dos pontos Cab e P14F foram em média, significativamente
0,05) do que aqueles observados nos pontos P41 e P14S (Tabela 3).
Em relação aos valores de oxigênio dissolvido da água, o maior e o menor
valor médio detectado ocorreu, respectivamente, em amostras de água coletadas
no mês de outubro (8,5 mg.L-1) e abril (4,7 mg.L-1) (Tabela 3), sendo verificada
diferença significativa (P<0,05) quando comparados o valor médio registrado
nesses dois meses. Nos meses de janeiro/06, julho/06 e fevereiro/7 os valores
médios de oxigênio dissolvido registrados nas amostras de água provenientes da
Represa das Antas não apresentaram diferença significativa entre si (P>0,05),
entretanto, apresentaram diferença significativa (P<0,05) em relação aos valores
49
detectados em outubro e abril. Espacialmente, foram verificadas diferenças
significativas (P<0,05) entre os valores de oxigênio dissolvido determinados em
amostras de água coletadas nos pontos P41 e P14F, nos pontos P41 e Cab e nos
pontos P14S e P14F. Somente o valor médio de concentração de oxigênio
dissolvido na água registrado em amostras de água coletadas em abril, esteve
abaixo do limite mínimo estabelecido pela Resolução 357 do Conama (CONAMA,
200
o de um valor exato de concentração desses elementos químicos
(Ta
valores médios registrados nos ponto P14F (5,27 mg.L-1) e
P41
ram acima do limite previsto pela
Re
visto pela Resolução 357 do
Co
5).
Os métodos analíticos utilizados no presente estudo para a determinação de
fósforo total, zinco, manganês, urânio e tório apresentaram baixa sensibilidade,
sendo assim, o limite de detecção dos métodos, nem sempre possibilitaram a
determinaçã
bela 4).
O valor médio obtido para fluoreto em amostras de água coletadas em abril
(6,8 mg.L-1) foi significativamente maior (P<0,05) do que o valor médio registrado
em janeiro (1,5 mg.L-1), como mostra a Tabela 4. Quanto à variação espacial, o
valor médio de concentração de fluoreto, ou seja, 0,74 mg.L-1, obtido para
amostras de água procedentes do ponto Cab foi, significativamente menor
(P<0,05) do que os
(6,28 mg.L-1).
Excetuando os resultados de fluoreto obtidos no mês de abril e fevereiro,
respectivamente, para amostras de água procedentes dos pontos Cab, P41 e
Cab, todos os demais valores de fluoreto estive
solução 357 do Conama (CONAMA, 2005).
Em relação aos resultados obtidos para a variável manganês, o maior valor
médio foi registrado em amostras de água coletadas no ponto P41 (valor igual a
5,13 mg.L-1), tal valor foi significativamente maior (P<0,05) quando comparado
àqueles registrados para amostras de água procedentes dos pontos P14S (1,70
mg.L-1) e Cab (0,76 mg.L-1). Todos os valores de concentração de manganês em
amostras de água, registrados acima do limite de detecção do método utilizado no
presente estudo, apresentaram-se acima do limite pre
nama (CONAMA, 2005), como mostra a Tabela 4.
50
Somente no mês de fevereiro, para amostras de água procedentes do ponto
P41 (2,03 mg.L-1), foi verificado valor de zinco acima do limite previsto pela
Resolução 357 do Conama (CONAMA, 2005).
O valor médio detectado para sulfato em amostras de água coletadas no mês
de julho (226 mg.L-1) foi significativamente maior (P<0,05) do que aquele
registrado em amostras procedentes do mês de abril (22,35 mg.L-1). Em geral, as
amostras de água procedentes do ponto P41 apresentaram os maiores valores de
sulfato (valor médio igual a 169,89 mg.L-1) e aquelas do ponto Cab, os menores
(75 mg.L-1). Os valores de sulfato obtidos em amostras de água procedentes do
ponto P41 (169,89 mg.L-1) e a jusante desse, ou seja, em amostras procedentes
dos pontos P14S (104,13 mg.L-1) e P14F (107,65 mg.L-1) foram signficativamente
maiores (P<0,05), do que o valor médio registrado em amostras coletadas no
ponto Cab (75,53 mg.L-1). Somente os valores de sulfato detectados nas amostras
de
em outubro, para amostras de água procedentes dos pontos Cab (0,08
mg
o mês de janeiro e para o
pon
i significativamente maior (P<0,05) do
que o valor médio registrado em amostras do ponto Cab (77,86 mg.L-1). Em geral,
água coletadas no ponto P41 para o mês de julho (278,7 mg.L-1) e fevereiro
(412,3 mg.L-1) estiveram acima do limite previsto pela Resolução 357 do Conama
(CONAMA, 2005), como mostra a Tabela 4.
Os valores de urânio registrados em amostras de água coletadas na Represa
das Antas no mês de abril para os pontos Cab (0,11 mg.L-1) e P41 (0,11 mg.L-1),
bem como
.L-1), P41 (0,06 mg.L-1) e P14S (0,06 mg.L-1) estiveram acima dos limites
estabelecidos pela Resolução 357 do Conama (CONAMA, 2005), como mostra a
Tabela 4.
Em amostras de água procedentes dos pontos Cab n
to P14F em julho foram registrados valores de tório acima do limite previsto
pelo Ofício nº 50/SLC de junho de 1997 da Comissão de Energia Nuclear, ou seja,
respectivamente, 0,03 mg.L-1 e 0,06 mg.L-1 (Tabela 4).
Os resultados obtidos para a variável dureza da água (Tabela 4)
demonstraram que o valor médio registrado em julho (239 mg.L-1) foi
significativamente diferente (P<0,05) daquele detectado no mês de abril (26,85
mg.L-1). Espacialmente, o valor médio de dureza registrado em amostras de água
procedentes do ponto P41 (180,07 mg.L-1) fo
51
os
gua
provenientes da Represa das Antas apresentaram-se dentro do limite estabelecido
pela Resolução 357 do Conama (CONAMA, 2005), como mostra a Tabela 4.
Tabela 3. Valores de temperatura, de pH, de oxigênio dissolvido, de condutividade létrsól s de sparê os R
coletada difere onto mostra
Pontos T ºC água Oxigênio (mg/L) Cond. (uS.cm-1) S S (mg.L-1) Trans –
Secchi (m)
maiores valores de dureza (Tabela 4) e de condutividade elétrica da água
(Tabela 3) foram registrados no ponto P41.
As concentrações de fósforo total (<0,01 mg.L-1) nas amostras de á
eepresa das A
ica, ntas, de idos em uspensão e tran ncia em am
gtras de água da
s em ntes p s de a em.
Meses pH
Cab 24,8 6,3 6,7 146,0 0,006 1,5 P41 23,9 6,5 6,9 168,0 0,006 0,5
P14S 24,1 6,4 7,2 124,0 0,006 1,8 Janeiro
P14F 23,7 6,4 6,5 138,0 0,005 - Média 24,1 6,4 6,8 144,0 0,006 -
Cab 21,9 6,2 4,6 282,0 0,016 1,5 P41 22,5 6,5 5,1 327,0 0,026 0,5
P14S 2 4,8 6,5 5,4 147,0 0,005 1,6 Abril
P14F 22,5 6,4 4,0 176,0 0,006 - Média 22,9 6,4 4,7 233,0 0,013 -
(Cab) 15 6,2 6,2 339,0 0,004 1,5 (P41) 0,5 18,2 6,2 7,2 513,0 0,002
(P14S) 17,2 6,3 6,2 409,0 0,002 3,5 Julho
(P14F) 16,1 6,2 6,2 383,0 0,002 - Média 16,3 6,2 6,4 411,0 0,003 -
Cab 2 6,7 8,2 126,4 0,000 1,5 7,0P41 26,0 6,7 8,7 197,6 0,004 0,5
P14S 25,0 6,5 8,6 252,0 0,007 3,5 Outubro
P14F x x x x x - Média 26,0 6,6 8,5 192,0 0,004 -
(Cab) 21,0 5,7 6,8 261,7 0,027 1,5 (P41) 0,5 26,9 6,1 7,3 307,7 0,000
(P14S) 25 7,3 449,6 3,5 ,1 5,4 0,014 Fev
F) 2 423,0
ereiro
(P14 1,8 5,3 7,3 0,015 - Média 23,7 5,6 7,2 360,5 0,014 -
CO- 6,0 a 9,0 > 5 mg.L-1 - 500 mg.L-1 -
NAMA, res. 357/2005
(Classe II) N-
= 43. nã há limite
X = não avaliado Valores Zero = abaixo do limite de detecção do método utilizado
o
52
Tabela 4. Valores de concentração de fós za, de fluoreto, de manganês, de o, o, o rio am s de ua n resa das Antas
coletadas iferen ntos d mos .
/L
foro, de durezinc de sulfat de urâni e de tó em ostra ág a Rep ,
em d tes po e a tragem
mgMeses Pontos D P l ureza tota F- Mn Zn SO 4
-2 U Th Cab 52,0 X 1,51 1,54 <0,20 84,40 < 0,06 0,03 P41 53,1 X 1,53 1,54 <0,20 79,90 < 0,05 <0,02
P14S 50,2 X 1,53 15,10 <0,20 77,80 < 0,05 <0,02 Janeiro
<P14F 51,8 X 1,56 1,53 <0,20 81,00 0,05 <0,02 MÉDIA 51,7 - 1,50 1,53 - 80,77 - -
Cab 3,0 <0,01 0,50 <0,5 <0,20 2,00 0,11 <0,05 P41 5,4 <0,01 0,50 <0,5 <0,20 2,00 0 ,11 <0,05
P14S 40,0 <0,01 8 ,50 0,59 <0,20 34,50 < 0,05 <0,05 Abril
18,00 0,66 P14F 59,0 <0,01 <0,20 50,90 < 0,05 <0,05 M 6 ÉDIA 26,8 - ,80 - - 22,35 - -
Cab 201,6 <0,01 X 1,26 <0,04 195,00 < 0,05 < 0,05 P41 293,0 <0,01 0 < 0,05 <X 2,40 ,21 278,70 0,05
P14S 237,2 <0,01 X 1,68 <0,1 215,90 < 0,05 < 0,05 Julho
< P14F 224,4 <0,01 X 1,50 <0,1 212,50 0,05 0,06 MÉDIA 239,0 - - 1,71 - 226,00 - -
Cab 43,1 < 0 <0,05 39,20 0,08 <0,05 0,01 X ,54P41 65,7 <0,01 <0,05 <0,05 X 0,68 62,70 0,06
P14S 100,2 110,30 0,06 <0,01 X 0,98 <0,05 <0,05 Outubro
P14F X X X X X X X X MÉDIA 69,6 - - 0,73 - 70,73 0,06 -
Cab 7,8 <0,01 0,60 0,55 <0,02 3,65 < 0,05 < 0,05 P41 448,8 <0,01 2,03 < 0,05 < 0,05 13,40 18,2 412,30
P14S 47,1 45,20 < < 0,05 <0,01 2,34 2,54 <0,02 0,05Fevereiro
P14F 61,0 <0,01 2,98 2,90 <0,02 60,90 < 0,05 < 0,05 MÉDIA 141,2 4,80 6,05 13 0 - 0,5 - -
CONA II) - 0,050 1,4 0,1 0,18 250 0,02 - MA Res.357/05
(Classe OfícCNE - - - - - - 0,02 0,02 io nº 50/SLC
N 06/1997 N = 43 - não há limite
= não avaliado alores Zero = abaixo do limite de detecção do método utilizado
3.3
XV
Clorofila e Feofitina
Para os valores de clorofila a, o maior valor médio detectado ocorreu em
amostras de água coletadas no mês de fevereiro (0,155 µg.L-1) e o menor valor
53
médio foi registrado naquelas coletadas em outubro (0 µg.L-1), como mostra a
Tabela 5. Em janeiro, abril e julho foram detectados os maiores valores de clorofila
a em amostras de água coletadas no ponto P41. Somente no mês de fevereiro, o
maior valor de cloforila a foi detectado em amostra de água procedente do ponto
P14S, seguido do ponto Cab (Tabela 5). Os valores de clorofila a detectados em
amostras de água procedentes da Represa das Antas, em todo o período de
est
ponto P41 (0,0025 µg.L-1) e para o ponto P14F
(0,0
stras de água coletadas no mês de julho (10,16
µg.
res médios de feofitina registrados para amostras de água da Represa
das Antas variaram de 0 µg.L-1 (janeiro) a 0,009 µg.L-1 (julho), como mostra a
Tabela 5.
udo, estiveram dentro dos limites estabelecidos pela Resolução 357 do
Conama (CONAMA, 2005).
O maior valor obtido para clorofila b foi registrado em amostra de água
coletada no mês de julho no ponto Cab (0,86 µg.L-1). Espacialmente, o valor
médio de clorofila b obtido para o
0 µg.L-1) foi significativamente menor (P<0,05) do que o valor médio obtido
para o ponto Cab (0,19 µg.L-1).
Em relação aos valores registrados para clorofila c (Tabela 5), o maior valor
médio detectado ocorreu em amo
L-1) enquanto que, o menor valor médio foi registrado em amostras coletadas
no mês de janeiro (0,035 µg.L-1).
Os valo
54
5. V édi ila a, ofitina m a e
da Repres ntas
Clorofila C Clorofila F
Tabela alores m os de Clorof b, c e de Fe em µg.L-1 e mostras dágua a das A
Meses Pontos a lorofila b c eofitina
Cab 0,0000 0,0000 0,0000 0,0000 P41 0,2990 0,0010 0,0000 0,0000
P14S 0,0000 0,0040 0,1380 0,0000 Janeiro
P14F 0,0000 0,0000 0,0000 0,0000 Média 0,0750 0,0010 0,0350 0,0000
Cab 0,0000 0,0000 0,0440 0,0000 P41 0,2090 0,0000 0,2710 0,0001
P14S 0,0000 0,0000 0,2550 0,0001 Abril
P14F 0,0000 0,0000 0,2050 0,0002 Média 0,0520 0,0000 0,1940 0,0001
Cab 0,0930 0,8600 19,310 0,0100 P41 0,0187 0,0000 18,610 0,0200
P14S 0,0000 0,0000 2,6400 0,0000 Julho
P14F 0,0000 0,0000 0,1000 0,0000 Média 0,0280 0,2140 10,164 0,0090
Cab 0,0 0 0,0000 3,5520 0,0005 00P41 0,0000 0,0050 0,0000 0,0004
P14S 0,0000 0,0000 2,8930 0,0005 Outubro
*P14F x x X x Média 0,0000 0,0016 2,1500 0,0005
Cab 0,1196 0,0000 0,0000 0,0000 P41 0,0000 0,0110 0,0000 0,0000
P14S 0,5024 0,0030 0,4810 0,0001 Fevereiro
P14F 0,0000 0,0000 0,0000 0,0000 a 0 ,1Médi ,1550 0,0030 0 200 0,0000
CONAMA Res.
357/2005 ≤ 30 µg/L - - -
N = 43 não há limite
e detecção do método utilizado
3.4
fila a, bem como os valores de transparência da água,a
Represa das Antas foi classificada como oligotrófica, durante todo o período de
amostragem (Tabela 6).
- X = não avaliado Valores Zero = abaixo do limite d Índice de Estado Trófico
De acordo com os resultados obtidos para o índice de estado trófico, calculado
utilizando valores de cloro
55
Tabela 6. Índice de Estado rófico na Represa das Antas T
IET (Cl a) IET (TraS) Total - 5,00 35,85
Olig ca Oli otrófi gotrófica
Meses IE ) IET ) T (Cl a (TraSJaneiro 4,55 37,12
Abril 0,97 38,90 Julho - 5,33 34,90
Outubro 0,00 42,00 Fevereiro 11,90 34,90
Oligotrófica Oligotrófica N = 20.
s nutricionais, classes e gêneros dos protozoários ciliados e do dinoflagelado
sp.), Prostomatida (Urotricha sp.),
Gymnosto
82%) e
abril (65%)
por diatomáceas, algas e bactérias (ki/alg/bac) (Tabela 7a).
3.5 Variáveis Biológicas
3.5.1 TipoPeridinium sp.
Na Represa das Antas foram identificados oito gêneros de protozoários
ciliados (Campanella umbellaria, Vorticella sp., Urotricha sp., Enchelys sp.,
Mesodinium sp., Monodinium sp. Paradileptus elephantinus, Strombidium sp.) e
um gênero de dinoflagelado (Peridinium sp.), ao longo de todo o período avaliado.
Estes gêneros foram classificados como pertencentes às Classes Peritricha
(Campanella umbellaria e Vorticella
matida (Enchelys sp., Mesodinium sp., Monodinium sp. e Paradileptus
elephantinus), Oligotricha (Strombidium sp.) e Phytomastigophora (Peridinium sp.)
como mostram as Tabelas 7a e 7b.
Quanto às categorias tróficas (tipos nutricionais) relacionadas aos valores
médios de biomassa dos protozoários ciliados observados neste corpo aquático
nos diferentes períodos de amostragem, a Represa das Antas apresentou a
predominância dos bacterívoros/algívoros (bac/alg) nos meses de janeiro (
, enquanto que, nos meses de julho (58%), outubro (95%) e fevereiro
(51%), o grupo nutricional predominante foi o que apresenta preferência alimentar
56
Sazonalmente, o dinoflagelado Peridinium sp. classificado como um organismo
mixotrófico, inserido na categoria trófica dos autótrofos/bacterívoros (auto/bac),
predominou, em relação ao valor médio total de biomassa registrado ao longo do
est
ente no mês de outubro a dominância dos tipos nutricionais
foi
m relação ao valor médio total de
den
a provenientes da Represa das Antas foram os Omnívoros (32%),
bac/alg (12%), bac/flag (7%), bem como o R-predador (1%) como mostram as
Figuras 2 e 3.
udo, em amostras de água coletadas no mês de fevereiro (51,66%), como
mostra a Tabela 7a.
Por outro lado, em relação às categorias tróficas (tipos nutricionais)
relacionadas aos valores médios de densidade dos protozoários ciliados,
observados neste corpo aquático nos diferentes períodos de amostragem, a
Represa das Antas apresentou a predominância dos omnívoros (O) no mês de
janeiro (71%), no mês de abril predominaram os bac/alg (67%), nos meses de
julho/06 e fevereiro/07 foi verificada a predominância dos ki/alg/bac (73% e 76%,
respectivamente). Som
compartilhada entre os O (37%), ki/alg/bac (36%) e os bac/flag (21%), como
mostra a Tabela 7b.
Sazonalmente, o dinoflagelado Peridinium sp. (tipo nutricional
autótrofos/bacterívoros (auto/bac)), predominou, e
sidade registrado ao longo do estudo, em amostras de água coletadas no mês
de fevereiro (37,70%), como mostra a Tabela 7b.
Na Represa das Antas, ao longo de todo o período de estudo avaliado foi
registrada a predominância do tipo nutricional ki/alg/bac em relação ao valor
percentual médio de biomassa (82,3%), bem como para o valor percentual médio
de densidade (48%). As demais categorias tróficas avaliadas durante o período de
estudo para os valores percentuais médios de biomassa foram os omnívoros
(9,5%), bac/alg (6,7%), bac/flag (1,2%), bem como o R-predador (0,2%). Para os
valores percentuais médios de densidade dos protozoários ciliados coletados em
amostras de águ
57
o
a) Porcentagem calcul ndo-se nos e biomassa obti oários o dinofla ridinium sp tras de água da
Tabela 7. Percentagem dos tipos nutricionais de protozoários ciliados e do dinoflageladPeridinium sp. em amostras de água da Represa das Antas
ada baseagelado Pe
valores d. em amos
dos para os protoz Represa das Antas ciliados e
Tipos Nutricionais Classes Gêneros
BIOMASSA (%)
J Abr Fev an Jul Out
*Bac/Alg Peritrichia 82 65 0 0,1 34 Campanella umbellaria
Vorticella sp. *Bac/Flag Prostomatida 3 0 0 1,4 0 Urotricha sp.
*Omnívoro Gymnostomatida
Enchelys sp. Mesodinium sp.
Paradileptus eleph ntinus a
7 25 42 3,6 15
*Ki/Alg/Bac Oligotricha Stromb ium sp. 8 9 58 94,7 51 id*R predador Gymnostomatida Monodinium sp. 0 1 0 0,3 0
**Auto/bac Phytomastigophora Peridinium sp. 2,83 2,62 5,59 37,30 51,66
N = 43.
o
b ntagem cal o-se nos densidade obtid ários
o dino Peridinium sp. em amostras de água d s
Tabela 7. Percentagem dos tipos nutricionais de protozoários ciliados e do dinoflageladPeridinium sp. em amostras de água da Represa das Antas
) Porceciliados e
cula baseandflagelado
valores de os para os protozoa Represa das Anta
Tipos Nutricionais SID E (%Classes Gêneros
DEN AD
)
Jan A Jul Fev br Out
Bac/Alg Peritrichia 9 67 0 3 4 Campanella umbellaria
Vorticella sp. Bac/Flag Prostomatida 11 0 0 21 0 Urotricha sp.
Omnívoro Gymnostomatida
Enchelys sp. Mesodinium sp.
Paradi s leptuelephantinus
71 17 27 37 20
Ki/Alg/Bac Oligotricha Strombidium sp. 9 14 73 36 76 R predador Gymnostomatida Monodinium sp. 0 2 0 3 0
**Auto/bac Phytomastigophora Peridinium sp. 2,86 2,65 20,70 36,09 37,70
N = 43.
58
Biomassa Média Total
82,3%
9,5%
1,2%
6,7%0,2%
Bac/ Algiv Bac / Flag Omnivoro Ki / Al / Bac R predadores
Figura 2. Valor percentual médio de biomassa dos tipos nutricionais dos protozoários
ciliados em amostras de água da Represa das Antas.
Densidade Média Total
48%
32%
7%
12%1%
Bac/ Algiv Bac / Flag Omnivoro Ki / Al / Bac R predadores
Figura 3. Valor percentual médio de densidade dos tipos nutricionais dos protozoários
ciliados em amostras de água da Represa das Antas.
59
3.5.2 Variação Sazonal e Espacial dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp., do bacterioplâncton e da biomassa fitoplanctônica na Represa das Antas
Dentre as Classes de protozoários ciliados e a Classe do dinoflagelado
Peridinium sp. detectadas em amostras de água da Represa das Antas, os
organismos pertencentes às Classes Oligotricha e Phytomastigophora foram os
dominantes quando considerados os valores médios totais de biomassa e
densidade registados ao longo do período de estudo, como mostra a Tabela 8.
Tabela 8. Valores médios totais de biomassa e de densidade para as Classes dos protozoários ciliados e do dinoflagelado Peridinium sp., em amostras de água da Represa das Antas, ao longo do período avaliado.
Classes Biomassa (µg C . L -1) Densidade (ind . L -1 . 103)
Peritrichas 0,214 0,096
Oligotrichida 2,629 0,408
Gymnostomatida 0,310 0,168
Prostomatida 0,038 0,058
Phytomastigophora 5,042 73,480 N = 43
De acordo com os resultados obtidos para protozoários ciliados observados
em amostras de agua da Represa das Antas, foram registrados valores de
densidade variando entre 0,005.103 a 0,010.103 ind.L-1 em janeiro, de 0,010.103 à
0,019.103 ind.L-1 em abril, de 0,003.103 a 0,027.103 ind. L-1 no mês de julho, de
0,006.103 a 0,087.103 ind.L-1 durante o mês de outubro e de 0,003.103 a
0,089.103 ind.L-1 em fevereiro. De um total de cinco amostragens realizadas no
presente estudo, em duas delas, os maiores valores de densidade para os
protozoários ciliados foram verificados em amostras de água coletadas no ponto
Cab nos meses de outubro (0,087.103 ind.L-1) e fevereiro (0,089.103 ind.L-1),
enquanto que, em três delas, os menores valores foram verificados em amostras
do ponto P41,ou seja, nos meses de julho (0,003.103 ind.L-1), outubro (0,006 .103
ind.L-1) e fevereiro (0,003.103 ind.L-1), como mostra a Figura 4a, 4b, 4c e 4d.
60
O bacterioplâncton presente em amostras de água da Represa das Antas
apresentou valores de densidade variando entre 1,0.109 à 5,0.109 ind.L-1 para
janeiro, de 5,0.109 à 8,0.109 ind.L-1 para abril, de 1,0.109 à 7,0.109 ind.L-1 para
julho, de 2,0.109 à 9,0.109 ind.L-1 para outubro e de 1,0.109 à 3,0.109 ind.L-1 para
o mês de fevereiro. Os maiores valores de densidade registrados para a variavel
bacterioplâncton foram verificados em amostras de água do ponto P41 nos meses
de abril (8.109 ind.L-1) e outubro (9.109 ind.L-1), enquanto que, os menores valores
foram registrados em amostras de água coletadas no ponto P14S e P14F (1,1.109
ind.L-1) no mês de fevereiro, seguido do valor detectado em amostras de água do
ponto P41 (1,0.109 ind.L-1) no mês de julho, como mostra a Figura 5a, 5b, 5c e 5d.
Para o dinoflagelado Peridinium sp. observados em amostras de água da
Represa das Antas foram verificados valores de densidade variando de 2,0.103 à
3,97.103 ind.L-1 em janeiro, de 0,69.103 à 5,97.103 ind.L-1 em abril, de 4,06.103 à
32,64.103 ind.L-1 para o mês de julho, de 24,93.103 à 79,38.103 ind.L-1 durante o
mês de outubro e de 20,03.103 à 58,51.103 ind.L-1 no mês de fevereiro. Os
maiores valores de densidade foram observados em amostras de água
procedentes do ponto Cab no mês de outubro (79,38.103 ind.L-1) e os menores
valores observados em amostras do ponto P14F no mês de abril (0,69.103 ind.L-1).
O valor médio de densidade encontrado em amostras de água procedentes do
ponto Cab foi significativamente maior (P<0,05) do que o valor médio de
densidade registrado no ponto P14F, durante todo o estudo. Houve variação
sazonal para os valores de densidade do Peridinium sp. registrados em amostras
de água da Represa das Antas, uma vez que, no mês de outubro foi registrado o
maior valor médio (P<0,05) na densidade deste dinoflagelado, quando comparado
aos resultados obtidos nos demais meses de amostragem.
61
4a. Ponto Cab.
Jan Abr Jul Out Fev
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
(ind.109.L-1)(ind.103.L-1)Protozoários Ciliados
Den
sida
de
Meses
(ind.103.L-1)
Jan Abr Jul Out Fev
0
20
40
60
80
Peridinium sp.
Cab
Jan Abr Jul Out Fev
0
1
2
3
4
5
6
7
9
Bacterioplâncton
4b. Ponto P41.
Jan Abr Jul Out Fev
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
Den
sida
de
Protozoários Ciliados
MesesJan Abr Jul Out Fev
0
20
40
60
80
Peridinium sp.
P41
Jan Abr Jul Out Fev
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
(ind.109.L-1)(ind.103.L-1)
Bacterioplâncton
(ind.103.L-1)
Figura 4(a/b). Densidade dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp. e do bacterioplâncton em diferentes pontos de amostragem na Represa das Antas, ao longo do período avaliado.
62
4c. Ponto P14S.
Jan Abr Jul Out Fev
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10De
nsid
ade
Protozoários Ciliados
P14S
MesesJan Abr Jul Out Fev
0
20
40
60
80
Peridinium sp.
Jan Abr Jul Out Fev
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
(ind.109.L-1)(ind.103.L-1)Bacterioplâncton
(ind.103.L-1)
4d. Ponto P14F.
Jan Abr Jul Out Fev
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10P14F
Protozoários Ciliados
Den
sida
de
MesesJan Abr Jul Out Fev
0
20
40
60
80
Peridinium sp.
Jan Abr Jul Out Fev
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
(ind.109.L-1)(ind.103.L-1)Bacterioplâncton
(ind.103.L-1)
Figura 4(c/d). Densidade dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp. e do bacterioplâncton em diferentes pontos de amostragem na Represa das Antas, ao longo do período avaliado.
63
Em relação aos valores de biomassa determinados para os protozoários
ciliados em amostras de água da Represa das Antas, foram observados valores
variando entre 1,68 µg C.10-3.L-1 a 58,77 µg C.10-3.L-1 em janeiro, de 6,07 µg C.10-
3.L-1 à 23,52 µg C.10-3.L-1para o mês de abril, de 31,3 µg C.10-3.L-1 à 75,94 µg
C.10-3.L-1 em julho, de 3,2 µg C.10-3.L-1 à 1213 µg C.10-3.L-1 para o mês de
outubro e de 0,8 µg C.10-3.L-1 à 24,33 µg C.10-3.L-1 em fevereiro. Os dois maiores
valores de biomassa para os protozoários ciliados foram registrados em amostras
de água do ponto Cab no mês outubro (1.213,0 µg C.10-3.L-1) e do ponto P14S no
mês de julho (75,94 µg C.10-3.L-1). Por outro lado, os dois menores valores médios
de biomassa de protozoários ciliados foram verificados em amostras de água
coletadas no ponto P14F (1,68 µg C.10-3.L-1) e no ponto P14S (2,78 µg C.10-3.L-1)
em janeiro (Figuras 5a, 5b, 5c e 5d).
Para o dinoflagelado Peridinium sp. foram verificados valores de biomassa
variando entre 123,8 µg C.10-3.L-1 à 264,4 µg C.10-3.L-1 em amostras de água
coletadas em janeiro, de 42,7 µg C.10-3.L-1 à 369,8 µg C.10-3.L-1 no mês de abril,
de 111,5 µg C.10-3.L-1 à 2073,0 µg C.10-3.L-1 em julho, de 1423,7 µg C.10-3.L-1 à
6086,0 µg C.10-3.L-1 para o mês de outubro e de 1423,7 µg C.10-3.L-1 à 6531,5 µg
C.10-3.L-1 em fevereiro. Os dois maiores valores de biomassa de Peridinium sp.
foram observados em amostras de água procedentes do ponto P14S no mês de
fevereiro (6531,5 µg C.10-3.L-1) e do ponto Cab no mês de outubro (6086,0 µg
C.10-3.L-1). Por outro lado, os dois menores valores de biomassa de Peridinium sp.
Foram detectados em amostras de água procedentes do ponto P14F em abril
(42,7 µg C.10-3.L-1) e do ponto P41 no mês de abril (103,9 µg C.10-3.L-1) (Figuras
5a, 5b, 5c e 5d).
Em relação à biomassa fitoplanctônica, os resultados obtidos em amostras de
água da Represa das Antas apresentaram valores variando entre 0 µg C.10-3.L-1 à
20029,0 µg C.10-3.L-1 em janeiro, de 0 µg C.10-3.L-1 à 14021,0 µg C.10-3.L-1 no
mês de abril, de 0 à 6230,0 µg C.10-3.L-1 para as amostras coletadas em julho.
Durante o mês de outubro não houve registro de valores para a biomassa
fitoplanctônica na Represa das Antas. Em fevereiro, foram detectados valores de
biomassa fitoplanctônica em amostras de água variando de 0 à 33659,5 µg C.10-
3.L-1. Os dois maiores valores de biomassa fitoplanctônica registrados em pontos
de amostragem avaliados neste estudo foram os seguintes: 33659,5 µg C.10-3.L-1
64
em amostras de água coletadas no ponto P14S (fevereiro) e 20029,0 µg C.10-3.L-1
no ponto P41 (janeiro). Os valores médios de biomassa fitoplanctônica registrados
em amostras de água coletadas no ponto P41 foram significativamente maiores
(P<0,05) quando comparados aos resultados obtidos em amostras procedentes
dos demais pontos avaliados (Figuras 5a, 5b, 5c e 5d).
65
5a. Ponto Cab.
Jan Abr Jul Out Fev
0
10
20
30
40
50
60
70
100012001400
(ug C.10-3.L-1)(ug C.10-3.L-1)Bi
omas
sa
Meses
(ug C.10-3.L-1)Cab
Jan Abr Jul Out Fev
0
100
200
300
400
500
1600
3200
4800
6400
Peridinium sp.
Jan Abr Jul Out Fev
0
1500
3000
4500
6000
7500
15000
20000
25000
30000
35000
Protozoários Ciliados Fitoplâncton
5b. Ponto P41.
Jan Abr Jul Out Fev
0
10
20
30
40
50
60
70
100012001400
Bio
mas
sa
Meses
P41
Protozoários Ciliados
Jan Abr Jul Out Fev
0
100
200
300
400
500
1600
3200
4800
6400
Peridinium sp.
Jan Abr Jul Out Fev
0
1500
3000
4500
6000
7500
15000
20000
25000
30000
35000(ug C.10-3.L-1)(ug C.10-3.L-1)(ug C.10-3.L-1)
Fitoplâncton
Figura 5(a/b). Biomassa dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp. e do
fitoplâncton em diferentes pontos de amostragem na Represa das Antas, ao longo do período avaliado.
66
5c. Ponto P14S.
Jan Abr Jul Out Fev
0
10
20
30
40
50
60
70
100012001400
Bio
mas
sa
Meses
P14S
Protozoários Ciliados
Jan Abr Jul Out Fev
0
100
200
300
400
500
1600
3200
4800
6400
(ug C.10-3.L-1)(ug C.10-3.L-1)(ug C.10-3.L-1)
Peridinium sp.
Jan Abr Jul Out Fev
0
1500
3000
4500
6000
7500
15000
20000
25000
30000
35000
Fitoplâncton
5d. Ponto P14F.
Jan Abr Jul Out Fev
0
10
20
30
40
50
60
70
100012001400
Bio
mas
sa
Meses
P14F
Protozoários Ciliados
Jan Abr Jul Out Fev
0
100
200
300
400
500
1600
3200
4800
6400
Peridinium sp.
Jan Abr Jul Out Fev
0
1500
3000
4500
6000
7500
15000
20000
25000
30000
35000
(ug C.10-3.L-1)(ug C.10-3.L-1)(ug C.10-3.L-1)Fitoplâncton
Figura 5(c/d). Biomassa dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp. e do fitoplâncton em diferentes pontos de amostragem na Represa das Antas, ao longo do período avaliado.
67
3.5.3 Índice de Saprobidade
Excetuando-se os resultados registrados em amostras de água coletadas em
janeiro, a Represa das Antas foi classificada como um corpo aquático com nível
de saprobidade beta-mesosapróbico durante todo o período avaliado, como
mostra a Tabela 9.
Tabela 9. Índice de saprobidade obtido em amostras de água da Represa das Antas
Meses Índice de Saprobidade Classificação Janeiro 2,71 alfa-mesosapróbico
Abril 2,46 beta-mesosapróbico Julho 2,21 beta-mesosapróbico
Outubro 2,03 beta-mesosapróbico Fevereiro 2,25 beta-mesosapróbico
Valor Médio 2,33 beta-mesosapróbico
N = 20
3.5.4 Índice de Diversidade
Os resultados do presente estudo mostraram que, somente no mês de julho foi
observado o maior valor de índice de diversidade (H’ = 0,3134) em amostra de
água procedente do mesmo ponto de amostragem, onde também foi detectado o
maior valor de biomassa (75,9 µg C.10-3.L-1), ou seja, no ponto P14S (Tabela 10).
De um total de cinco amostragens realizadas no presente estudo, em duas
delas, as amostras de água procedentes do ponto P14S apresentaram os maiores
valores de índice de diversidade, ou seja, para amostras de água coletadas no
mês de julho e outubro (Tabela 10). Por outro lado, as amostras de água
procedentes do ponto Cab, apresentaram na maior parte do período avaliado, os
menores valores de índice de diversidade, ou seja, nos meses de abril, outubro e
fevereiro (Figura 6).
Somente no mês de abril a amostra de água procedente do ponto P41
apresentou o maior valor de índice de diversidade quando comparado aos valores
determinados em amostras dos demais pontos de amostragem. Esse
comportamento também foi registrado para o ponto Cab no mês de janeiro. Por
outro lado, o menor valor de índice de diversidade registrado em amostras de
68
água procedentes da Represa das Antas durante todo o período avaliado ocorreu
no ponto P41 (H’ = 0,000004) no mês de Julho (Figura 6).
De acordo com a Figura 6 verificou-se que valores de índice de diversidade
registrados para amostras procedentes do ponto P41 e a jusante desse,
apresentaram padrão de comportamento semelhante ao longo de todo o período
avaliado, ou seja, foram registrados picos nos valores de índice de diversidade em
amostras de água coletadas nos meses de abril e outubro e diminuição de valores
nos meses de julho e fevereiro.
Tabela 10. Valores de Biomassa e Índice de Diversidade dos gêneros de protozoários ciliados obtidos em amostras de água da Represa das Antas
Mês Pontos Índice de Diversidade Cab 0,408600 P41 0,183900
P14S 0,301000 Janeiro
P14F 0,000400 Média 0,223500
Cab 0,131800 P41 0,361100
P14S 0,336000 Abril
P14F 0,301000 Média 0,282500
Cab 0,148400 P41 0,000004
P14S 0,313400 Julho
P14F 0,000040 Média 0,115500
Cab 0,100500 P41 0,276700
P14S 0,558500 Outubro
P14F X Média 0,319100
Cab 0,020700 P41 0,239300
P14S 0,128800 Fevereiro
P14F 0,347100 Média 0,184000
N = 43. X = não avaliado
69
Jan Abr Jul Out Fev
0,000,050,100,150,200,250,300,350,400,450,500,550,60
Índi
ce d
e D
iver
sida
de (H
')
Meses
DiverCab DiverP41 DiverP14S DiverP14F
Figura 6. Valores de Índice de Diversidade (Diver) em amostras de água coletadas em
diferentes pontos de amostragem na Represa das Antas. N = 43
4 DISCUSSÃO
4.1 Variáveis Físicas e Químicas
No presente estudo, os valores obtidos para o índice pluviométrico e a
temperatura do ar mostraram a existência duas estações durante os meses de
estudo avaliados na Represa das Antas. O mês de julho caracterizado como seco
e frio (menor índice pluviométrico e menor valor médio de temperatura), e os
meses de janeiro/06, outubro/06 e fevereiro/07 representando a estação quente e
úmida, apresentando elevados valores de precipitação e de temperatura do ar.
Durante o período de estudo, os valores médios de umidade relativa do ar
apresentaram-se relativamente constantes em todos os meses avaliados, uma vez
que, a Represa das Antas se localiza numa região de elevada altitude (altitude =
1291 m) próxima a Serra da Mantiqueira. De acordo com Nogueira; Matsumura-
Tundisi (1994), a análise dos principais fatores climatológicos tais como
precipitação (índice pluviométrico), temperatura do ar, umidade relativa,
70
velocidade do vento e evaporação podem ter importante influência na dinâmica do
funcionamento do reservatório.
Os meses de maior intensidade dos ventos foram janeiro e outubro, porém,
sendo ainda considerados calmos de acordo com a Escala Beaufort (Colégio São
Francisco, 2008), indicando que esta variável climatológica provavelmente não
causou turbulência na coluna d’água a ponto de desencadear um processo de
ressuspensão de material do sedimento ao longo do perfil vertical na Represa das
Antas. Tal hipóstese está de acordo com os baixos valores de sólidos em
suspensão verificados em amostras de água nos meses de maior intensidade de
vento, ou seja, valores de sólidos em suspensão variando de 0,005 a 0,006 mg.L-1
em janeiro e de 0,004 a 0,007 mg.L-1 em outubro. Por outro lado, os maiores
valores de sólidos em suspensão foram registrados em amostras de água
coletadas nos meses de abril e fevereiro. Provavelmente a chuva detectada
também nestes meses levou a ressuspensão do material presente no sedimento
para a coluna de água e/ou possibilitou o carreamento de material da área de
entorno para dentro da Represa das Antas.
O maior valor médio de condutividade observado em amostras de água
coletadas na Represa das Antas, em julho de 2006, pode estar associado à menor
precipitação observada neste mês, propiciando condições para concentração de
íons na água (ESTEVES, 1998). Em fevereiro de 2007, o valor médio de
condutividade elétrica foi também elevado e tal fato, pode estar relacionado à
entrada do efluente tratado com hidróxido de cálcio, proveniente da bacia de
decantação onde esse efluente fica armazenado. A capacidade da bacia de
decantação que armazena o efluente tratado antes do lançamento na Represa
das Antas é limitada. Durante o presente estudo, o elevado valor de índice
pluviométrico foi registrado no mês de fevereiro. Dessa maneira, pode-se inferir
sobre a possibilidade de que no mês de fevereiro o efluente tratado pela UTM-INB
tenha sido lançado neste corpo aquático, antes que houvesse a precipitação
adequada dos íons em solução. Esse evento também pôde ser evidenciado pelos
elevados valores de condutividade elétrica da água detectados no ponto P41
(ponto de lançamento dos efluentes ácidos tratados) e a jusante deste (P14S e
P14F) no mês de fevereiro.
Os menores valores de pH foram registrados em amostras de água coletadas
no mês de fevereiro, e podem também ter favorecido a presença de íons em
71
solução (PACKROFF, 2000; WOLLMANN et al. 2000). Tais resultados
concordaram com os elevados valores médios de condutividade também
registrados no mês de fevereiro. Houve forte correlação negativa entre os valores
de condutividade elétrica e pH para o mês de fevereiro (r = -0,75). De acordo com
Esteves (1998), corpos d’água com pH baixos são encontrados frequentemente
em regiões vulcânicas, como é o caso da Represa das Antas.
Os resultados de pH detectados ao longo de todo o período de estudo na
Represa das Antas foram ligeiramente ácidos. Valores de pH levemente ácidos
em amostras de água provenientes da bacia hidrográfica do Ribeirão das Antas
também já foram registrados por Lage-Filho (1996). Segundo esse mesmo autor,
esses valores podem ser explicados pela disponibilização dos íons silicato, sódio
e potássio presentes no sedimento para a coluna d’água, sendo um resultado da
litologia da bacia. Também associado à litologia da bacia hidrográfica têm-se a
ocorrência de pirita que pode ter também influenciado na acidez detectada nesse
ambiente, uma vez que, está intimamente relacionada aos processos de
drenagem ácida (GARCIA, 1989, SOUZA, 1995, CAMPOS, 2006). Regali-
Seleghim (1992) estudando as comunidades planctônicas e bentônicas da
Represa do Monjolinho (São Carlos – SP) também verificou valores de pH
ligeiramente ácidos, que variaram de 6,34 a 7,09.
Em relação aos valores de temperatura da água, pode ser verificada a
existência de três estações, uma com baixa temperatura no mês de julho (16,0
ºC), outra de elevada temperatura em outubro de 2006 (26,0 ºC) e outra
representada pelos meses de janeiro/06, abril/06 e fevereiro/07 (23,5 ºC). A
diferenca entre o maior e o menor valor médio de temperatura registrado em
amostras de água da Represa das Antas foi de 10 ºC.
Silva; Rodrigues (2005) também verificaram valores mais baixos de
temperatura da água em julho (17,7 – 18,5 ºC) do que em novembro (22,7 – 25,0
ºC) em estudos nos reservatórios do Rio Iguaçu (Paraná). De Fillipo et al. (2007),
no reservatório Serra da Mesa (Goiás) realizando um programa de monitoramento
neste corpo d´água verificaram o predomínio de maiores valores de temperatura
da água nos meses de novembro a março (30,0 ºC) e de menor valor no mês de
julho (26,5 ºC).
Comparando-se os resultados do presente estudo com aqueles obtidos nos
estudos citados acima, de um modo geral, o valor da temperatura da água da
72
Represa das Antas apresentou-se mais baixo, concordando com o esperado para
a região de Poços de Caldas que apresenta clima tropical de altitude (LAGE-
FILHO, 1996).
As amostras de água procedentes da Represa das Antas mostraram-se bem
oxigenadas espacial e sazonalmente ao longo do período avaliado. Os maiores
valores médios de oxigênio dissolvido registrados em amostras de água no
presente estudo foram verificados nos meses que apresentaram maior índice
pluviométrico, ou seja, nos meses de janeiro/06, outubro/06 e fevereiro/07 (valor
médio igual a 7,5 mg.L-1). Dabês et al. (1990), estudando as variáveis físicas e
químicas em amostras de água da Represa de Pontal (Itabira, MG) também
verificaram valores médios de oxigênio dissolvido da água maiores na estação
chuvosa (8,2 mg.L-1) do que na estação seca (6,0 mg.L-1). Concentrações de
oxigênio dissolvido em amostras de água dos reservatórios em cascata do Rio
Tietê (São Paulo), no período chuvoso, foram superiores àquelas verificadas no
período seco (RODGHER et al. 2005), concordando com os resultados obtidos no
presente estudo.
Diferentemente dos resultados registrados no presente estudo, Vercellino;
Bicudo (2006), estudando um reservatório tropical situado no Parque Estadual das
Fontes do Ipiranga (São Paulo) verificaram que, os valores de oxigênio dissolvido
em amostras de água procedentes da estação seca foram superiores (8,4 mg.L-1)
àqueles observados na estação chuvosa (6,8 mg.L-1).
De acordo com Esteves (1998), a solubilidade do oxigênio na água depende
da temperatura e da pressão atmosférica. Segundo o autor, com a elevação da
temperatura espera-se que ocorra redução na solubilidade do oxigênio na água.
No presente estudo, verificou-se correlação positiva moderada (r = +0,6) entre as
concentrações de oxigênio dissolvido e temperatura da água na Represa das
Antas. Além disso, outro fator que deve ser considerado é o processo de
fotossíntese, que ocorre na zona eufótica com a produção considerável de
oxigênio (ESTEVES, 1998). No presente estudo houve fraca correlação positiva (r
= +0,1) entre os valores de oxigênio dissolvido e clorofila a na água.
No presente estudo, foram detectadas amostras de água apresentando
concentrações de fluoreto, manganês, zinco, sulfato e urânio acima dos limites
previstos pela Resolução 357 do Conama (CONAMA, 2005). De um modo geral,
os maiores valores foram registrados em amostras de água procedentes do ponto
73
P41, seguido do ponto P14F. De acordo com Nascimento (1988), os efluentes
líquidos da UTM-INB, quando caracterizados quimicamente antes do tratamento
para o lançamento no meio ambiente, apresentam teores elevados de fluoreto,
manganês, zinco, sulfato, urânio, tório entre outros elementos. Sendo assim, a
ocorrência de uma possível falha no sistema de tratamento dos efluentes pela
UTM-INB pode explicar os elevados valores destes elementos no ponto P41 e a
jusante deste. Lage-Filho (1996) relacionou as variadas concentrações de cálcio,
manganês, molibdênio e urânio no sedimento do Ribeirão das Antas (Poços de
Caldas – MG) à atividade de mineração de Urânio e sugeriu uma possível
mobilização desses íons para o corpo d’água quando as condições físico-químicas
do ambiente se alteram.
Wollman et al. (2000), analisando a concentração de sulfato em amostras de
água de lagos ácidos (valores de pH entre 4,0 - 6,0) formados por atividades de
mineração em Lusatia (Alemanha), encontraram faixa de variação para os valores
de sulfato (150 – 1800 mg.L-1) superiores aquela observadas no presente estudo.
Estudos no rio Lot Garonne (França), localizado próximo a regiões de
mineração com histórico de poluição por metais, apontaram concentrações de
zinco variando de 0,006 – 0,66 mg.L-1 (MASSON; BLANC; SCHÄFER, 2006). No
presente estudo os valores de zinco registrados em amostras de água variaram de
<0,2 – 2,03 mg.L-1.
Brandenberger et al. (2004) verificaram em um reservatório sub-tropical
(Corpus Christi’s - EUA), localizado em uma região de extração de urânio,
concentrações de urânio na água variando de 0,001 – 0,011 mg.L-1. No presente
estudo, o maior valor de urânio detectado em amostras de água (<0,05 – 0,11
mg.L-1) foi superior ao encontrado por Brandenberger et al. (2004).
Os valores de urânio (abril e outubro) detectados nos pontos P41 e P14S,
acima dos limites estabelecidos pela Resolução 357 do CONAMA (CONAMA,
2005) foram sempre iguais ou inferiores, ao valor registrado no ponto Cab. Neste
cenário, pode-se inferir que tais resultados estejam associados à radioatividade
natural elevada da região onde se encontra a jazida de urânio. Cabe assim, uma
observação quanto ao limite máximo para urânio estabelecido na Resolução 357
do CONAMA (CONAMA, 2005), uma vez que, não contempla a qualidade
ecológica dos corpos d’água.
74
O valor de tório em amostras de água da Represa das Antas detectado para o
mês de janeiro, no ponto Cab, apresentou-se acima do limite estabelecido pelo
Ofíco nº 50/SLC de junho de 1997 da Comissão Nacional de Energia Nuclear.
Entretanto, como o ponto Cab encontra-se a montante do ponto (P41) de
lançamento dos efluentes tratados pela UTM-INB, espera-se que tal valor esteja
relacionado à radioatividade natural da região.
Em relação ao valor de concentração de tório em amostras de água da
Represa das Antas, somente no ponto P14F, para o mês de julho, foi detectado
valor acima do limite estabelecido pelo Ofíco nº 50/SLC de junho de 1997 da
Comissão Nacional de Energia Nuclear.
Em relação aos resultados de dureza registrados em amostras de água
coletadas na Represa das Antas, os maiores valores foram determinados no ponto
P41, seguido dos pontos P14S e P14F. Por outro lado, os menores valores de
dureza foram detectados em amostras de água do ponto Cab, ou seja, a montante
do ponto de lançamento dos efluentes da UTM-INB. Sendo assim, estes
resultados provavelmente estiveram relacionados ao hidróxido de cálcio utilizado
no sistema de tratamento de efluentes da UTM-INB (CIPRIANI, 2002) e lançado
no ponto P41. A presença de valores elevados de dureza concordou com os
elevados valores de condutividade elétrica detectada em amostras de água
provenientes da Represa das Antas. Entretanto, a análise de correlação de
Pearson demonstrou baixa correlação negativa entre os valores de dureza e
condutividade (r = -0,29).
De acordo com Silvano; Raya-Rodriguez (2003) os valores de dureza (356 a
536 mg.L-1 CaCO3) detectados na lagoa Azul (uma lagoa formada por lavra de
mineração de carvão à céu aberto) localizada na cidade de Siderópolis (Santa
Catariana) classificaram a água da mesma como “muito dura” segundo a
classificação de Sperling (1995). Diferentemente do verificado para as amostras
de água procedentes da Represa das Antas que apresentaram valores de dureza
variando de 26,85 mg.L-1 a 239 mg.L-1, podendo ser classficadas como “mole” (<
50mg CaCO3/L-1) e “dura” (entre 150 e 300 mg CaCO3/L-1).
Por outro lado, no mês de fevereiro houve forte correlação negativa entre os
valores de condutividade elétrica da água e os valores de pH (r = -0,75), indicando
que neste mês, comparativamente, os baixos valores de pH que provavelmente
favoreceram a solubilidade dos íons em solução, exerceram maior influência para
75
elevação do valor médio de condutividade elétrica, quando comparado à dureza.
Ou seja, os elevados valores médios de concentração dos elementos químicos
(fluoreto, manganês, zinco e sulfato) detectados em amostras de água da Represa
das Antas, provavelmente, foram os principais agentes responsáveis pela
elevação da condutividade elétrica da água.
Estudo realizado na microbacia do rio Fiorita (Siderópolis, Santa Catarina) que
também tem sido impactada pela drenagem acida de mina de carvão
apresentaram resultados que concordaram com aqueles registrados no presente
estudo. Segundo os autores do estudo (POMPÊO et al. 2004), houve redução na
qualidade da água em direção a parte baixa da bacia do rio Fiorita, com
diminuição do pH, bem como elevação nos valores de acidez total, de
condutividade elétrica, de potencial de oxido-redução e nos teores de sólidos
totais, de sulfato, de alumínio, de cálcio, de ferro II, de ferro total, de manganês e
de magnésio. De acordo com os mesmos autores, esses dados sugerem que em
direção à parte baixa da bacia houve efeito de concentração, particularmente de
metais devido a oxidação da pirita formando ácido sulfúrico, promovendo a
solubilização dos minerais presentes no rejeito.
Foram verificados elevados valores para dureza, fluoreto, manganês, zinco e
sulfato em amostras de água provenientes da Represa das Antas nos meses de
julho/06 e fevereiro/07. Tais valores ocorreram em amostras de água procedentes
de todos os pontos avaliados no mês de julho, diferentemente do que ocorreu no
mês de fevereiro. Em fevereiro, os maiores valores de dureza, fluoreto, manganês,
zinco e sulfato foram detectados no ponto de lançamento dos efluentes líquidos
tratados pela UTM-INB (P41) e a jusante desse, ou seja, nos pontos P14S e
P14F.
No mês de fevereiro foram detectados elevados valores de precipitação
pluviométrica, aumentando o volume de água contido na bacia de decantação
onde ocorre o tratamento dos efluentes líquidos da UTM-INB. Tal aumento no
volume da água devido à ação das chuvas pode ter levado a liberação desse
efluente para a Represa das Antas antes que o processo de precipitação dos íons
em solução fosse completo, já que os elevados valores para dureza, fluoreto,
manganês, zinco e sulfato foram detectados somente a partir do ponto P41 e a
jusante desse.
76
Por outro lado, no mês de julho foi detectado o menor valor de precipitação
pluviométrica ao longo do período estudado, provavelmente possibilitando a
concentração dos íons solúveis na água, bem como a ocorrência de processos
biogeoquímicos não avaliados no presente estudo. Tais fatores podem ter
contribuido para os elevados valores de dureza, fluoreto, manganês, zinco e
sulfato em solução, desde o ponto Cab até os pontos P14S e P14F.
No caso dos elementos químicos avaliados (fluoreto, manganês, zinco e
sulfato) os resultados mostraram que, tanto no mês de julho quanto no mês de
fevereiro, houve pico nos valores desses elementos no ponto P41. Por outro lado,
foram detectados elevados valores de dureza no ponto P41 (julho e fevereiro).
Porém, somente a jusante do ponto P41 (P14S e P14F) para o mês de julho, os
valores de dureza permaneceram elevados. Para o mês de fevereiro houve
redução nos valores de dureza nos pontos a jusante do ponto P41, ou seja, P14S
e P14F.
A redução nas concentrações dos elementos químicos avaliados (fluoreto,
manganês, zinco e sulfato) na Represa das Antas nos pontos P14S e P14F nos
meses de julho e fevereiro, provavelmente não ocorreram devido à precipitação
dos elementos químicos pela formação de hidróxidos e compostos de cálcio, uma
vez que, os valores médios de pH detectados respecticvamente, nos meses de
fevereiro e julho, ou seja, 5,6 e 6,2 não favorecem a precipitação dos hidróxidos
(hidróxido de manganês e hidróxido de zinco) e compostos de cálcio (sulfato de
cálcio e fluoreto de cálcio) (LIDE, 2004).
As concentrações de fósforo total detectadas em amostras de água
provenientes da Represa das Antas apresentaram valores relativamente baixos
(<0,01 mg.L-1) ao longo de todos os meses e pontos de amostragem avaliados.
Valores de fósforo total de 143,83 µg.L-1 foram encontrados por Moura; Dantas;
Bittencourt-Oliveira (2007) nas amostras de água no Reservatório de Carpina
(Pernambuco), caracterizado como um ambiente eutrófico. Velho et al. (2005)
estudaram a qualidade da água dos reservatórios Irai (eutrófico), Rosana
(oligomesotrófico) e Chavantes (oligotrófico) no estado do Paraná e verificaram
valores de fósforo total iguais a 54,30, 10,35 e 7,19 µg.L-1, respectivamente. De
acordo com Esteves (1998), o fósforo total presente nos ecossistemas aquáticos
podem ter origem natural ou artificial, sendo a artifical caracterizada pelos
efluentes industriais e agrícolas. No presente estudo, os baixos valores de fósforo
77
total detectados nas amostras de água da Represa das Antas estão de acordo
com os valores obtidos para ambientes oligotrófico e oligomesotrófico observados
nos estudos acima citados.
No presente estudo, a Represa das Antas foi classificada como um corpo
aquático oligotrófico com base nos valores de IET para clorofila a e de IET para
transparência da água. Segundo Toledo et al. (1983) ambientes oligotróficos são
corpos de água limpos, de baixa produtividade, em que não ocorrem
interferências indesejáveis sobre os usos da água. A Represa das Antas
apresenta descarga de fundo provida de comporta plana, planejada visando a um
maior controle dos processos de eutrofização no reservatório (RELATÓRIO
AMBIENTAL INB, 1999). Exemplos de reservatórios considerados eutróficos são
o de Barra Bonita (Barra Bonita - SP) com IET para fósforo total igual a 66,17
(TUNDISI, 2001) e a represa da Carpina (Estado de Pernanbuco) com IET para
transparência da água igual a 60,0. Bezerra-Neto; Pinto-Coelho (2002) estudando
a morfometria e o estado trófico do reservatório do Nado (Belo Horizonte – MG)
classificaram este corpo d’água como meso-eutrófico (IET para clorofila
aproximadamente igual a 50,0). Em relação aos reservatórios meso-oligotróficos,
tem-se o Reservatório do Lobo (São Carlos – SP) com valor IET igual a 47,76
(ABE et al. 2000) e o Reservatório de Três Irmãos (São Paulo) com valor de IET
para clorofila a de 39,0 (FRACÁCIO et al. 2001).
4.2 Variáveis Biológicas
4.2.1 Relações tróficas dos tipos nutricionais, Classe e Gêneros dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp. e outras populações microbianas planctônicas
Foram verificadas correlações entre os valores percentuais médios de
biomassa e densidade dos tipos nutricionais dos protozoários ciliados
predominantes e do dinoflagelado Peridinium sp. na Represa das Antas com os
valores de densidade bacteriana, de biomassa fitoplanctônica, concentrações de
clorofila b e c, bem como, com os valores de densidade e biomassa do
dinoflagelado Peridinium sp.
78
O valor percentual médio de biomassa dos protozoários ciliados incluídos na
categoria trófica de bac/alg, predominantes em amostras de água procedentes da
Represa das Antas no mês de janeiro, apresentaram forte correlação positiva com
o valor médio de biomassa fitoplanctônica (r = 0,99), fraca correlação positiva em
relação aos valores de densidade bacteriana (r = 0,37) e fraca correlação negativa,
tanto para os valores médios de biomassa quanto para os valores médios de
densidade do dinoflagelado Peridinium sp. (r = -0,35).
Para o mês de abril, quando o valor percentual médio de biomassa do tipo
nutricional dos bac/alg continuou predominando, houve fraca correlação negativa
desses ciliados com o valor médio de biomassa fitoplanctônica (r = -0,15) e fraca
correlação positiva com o valor médio de densidade bacteriana (r = 0,17). Por outro
lado, o valor médio de biomassa para o tipo nutricional bac/alg apresentou forte
correlação positiva tanto para os valores médios de biomassa (r = 0,99) quanto
para os valores médios de densidade (r = 0,98) do dinoflagelado Peridinium sp.
Com base nas correlações acima verificadas, podemos observar que a principal
fonte de alimento para o tipo nutricional bac/alg dos protozoários ciliados
procedentes de amostras de água coletadas nos meses de janeiro e abril foi
provavelmente de origem autotrófica, seguida de menor pressão de predação
sobre o bacterioplâncton presente neste reservatório. Regali-Seleghim (2001)
também verificou dominância do tipo nutricional bac/alg no Reservatório do
Monjolinho (São Carlos – SP). Segundo o autor, a predominância desse tipo
nutricional nesse ecossistema aquático foi atribuída à facilidade de adaptação dos
protozoários bacterívoros/algívoros frente às flutuações na disponibilidade de
alimento, ora se alimentando de organismos autotróficos, ora se alimentando do
bacterioplâncton. Em uma revisão sobre a importância da predação exercida pelos
protozoários na rede alimentar microbiana em oceanos e em ambientes de água
doce, Sherr; Sherr (2002) citaram que os estudos realizados na região pelágica
têm confirmado que os principais responsáveis pela mortalidade do
bacterioplâncton são os protistas. Além disso, Sherr; Sherr (2002) atribuem aos
protozoários herbívoros um papel tão importante quanto ou mais do que o dos
bacterívoros no impacto sobre a rede alimentar microbiana em ambientes de água
doce e salgada, porém, tal hipótese não foi totalmente confirmada, pois ainda
faltam informações acerca do impacto dos protistas herbívoros em ambientes de
água doce.
79
Nos meses de julho, outubro e fevereiro, o valor percentual médio de biomassa
do tipo nutricional ki/alg/bac apresentou dominância em relação aos valores
registrados em amostras de água procedentes dos demais meses de amostragem,
ou seja, janeiro e abril.
Em julho foi verificada forte correlação positiva entre o valor percentual médio
de biomassa dos ciliados ki/alg/bac e o valor médio de densidade bacteriana (r =
0,95), forte correlação negativa com o valor médio de biomassa fitoplanctônica (r =
-0,90), moderada correlação negativa com o valor médio de densidade do
dinoflagelado Peridinium sp. (r = -0,68) e forte correlação negativa com o valor
médio de biomassa do dinoflagelado Peridinium sp. (r = -0,78).
No mês de outubro o valor percentual médio de biomassa dos protozoários
ciliados ki/alg/bac apresentou forte correlação positiva, tanto para os valores
médios de biomassa (r = 0,99) quanto para os valores médios de densidade (r =
0,99) do dinoflagelado Peridinium sp., bem como forte correlação negativa para o
valor médio de densidade bacteriana (r = -0,9). A forte correlação negativa dos
ki/alg/bac em relação ao valor médio de densidade bacteriana poderia ser
explicada devido ao fato de que os Oligotrichas estivessem exercendo um controle
tipo top-down sobre o bacterioplâncton, a ponto de suprimir o crescimento destes
organismos. Estes resultados concordaram com aqueles observados por Conty;
García-Criado (2007), que estudaram as relações entre os ciliados e o
bacterioplâncton, bem como de outros grupos biológicos (fitoplâncton e
zooplâcnton) a fim de identificar os principais fatores envolvidos na regulação
destas comunidades em diferentes lagos da Espanha. Fato semelhante foi descrito
por Burns; Galbraith (2007) em corpos aquáticos de água doce na Nova Zelândia,
onde a biomassa das picocianobactérias apresentou correlação negativa com os
valores de biomassa dos ciliados, sugerindo que o consumo das
picocianobactérias pelos ciliados estaria suprimindo-as. Por outro lado, quando foi
verificada correlação positiva, os autores inferiram que os ciliados podiam estar
consumindo as picocianobactérias, mas não suprimindo a população.
No mês de fevereiro, o valor percentual médio de biomassa do tipo nutricional
ki/alg/bac apresentou forte correlação positiva com o valor médio de densidade do
dinoflagelado Peridinium sp. (r = 0,90), porém correlação fraca positiva com o valor
médio de biomassa de Peridinium sp. (r = 0,30), correlação negativa fraca com o
valor médio de biomassa fitoplanctônica (r = -0,12) e correlação positiva bem fraca
80
com o valor médio de densidade bacteriana (r = 0,14). Para essas variáveis, onde
foram verificadas fracas correlações com os ki/alg/bac infere-se sobre a
possibilidade de que outros organismos estivessem utilizando essas fontes de
alimento, ou seja, os ki/alg/bac talvez não estivessem exercendo uma forte pressão
de predação sobre a biomassa fitoplanctônica e do dinoflagelado Peridinium sp.,
bem como sobre a densidade bacteriana. Por outro lado os ki/alg/bac poderiam
estar predando as algas diatomáceas, uma vez que, é uma de suas preferências
alimentares. Tal relação foi verificada pela correlação negativa detectada entre o
valor médio de biomassas dos ki/alg/bac e o valor médio de clorofila c para o mês
de fevereiro (r = -0,35).
Tal hipótese pôde ser suportada quando verificou-se que em fevereiro,
exatamente para estas fontes de alimento (biomassa fitoplanctônica e do
dinoflagelado Peridinium sp. e a densidade bacteriana) que não estavam sendo
utilizadas ou facilmente disponíveis para os ki/alg/bac, verificou-se correlações
fortes e moderadas com os tipos nutricionais bac/alg (Peritrichia - Campanella
umbellaria) e Omnívoros (Gymnostomatida - Paradileptus elephantinus e Enchelys
sp.). Foram registradas correlações positivas fortes entre o valor percentual médio
de biomassa dos ciliados bac/alg em relação ao valor médio de biomassa
fitoplanctônica (r = 0,97) e ao valor médio de biomassa do dinoflagelado Peridinium
sp. (r = 0,79); foi detectada correlação negativa moderada entre o valor percentual
médio de biomassa dos ciliados bac/alg e o valor médio de densidade bacteriana (r
= -0,54). Além disso, foram verificadas correlações negativas moderadas entre o
valor percentual médio de biomassa dos ciliados Omnívoros em relação ao valor
médio de biomassa fitoplanctônica (r = -0,45), ao valor médio de biomassa do
dinoflagelado Peridinium sp. (r = -0,45), ao valor médio de densidade do
dinoflagelado Peridinium sp. (r = -0,57), bem como para o valor médio de
densidade bacteriana (r = -0,52).
De acordo com os resultados apresentados acima, verificou-se que os bac/alg,
os Omnívoros e os ki/alg/bac provavelmente estivessem se alimentando do
Peridinium sp. no mês de fevereiro. Os protozoários ciliados bac/alg (Campanella
umbellaria) e os Omnívoros (Paradileptus elephantinus) são protozoários
relativamente maiores que os ki/alg/bac (Strombidium sp.) detectados nesse
estudo. Sendo assim infere-se que, provavelmente, os bac/alg e os Omnívoros
estavam se alimentando das maiores células de Peridinium sp. (correlações forte e
81
moderada com o valor médio de biomassa do dinoflagelado e correlação fraca com
o valor médio de densidade do dinoflagelado) enquanto que, os ki/alg/bac
provavelmente estavam se alimentando das menores células de Peridinium sp.
(correlação fraca com o valor médio de biomassa do dinoflagelado e correlação
forte com o valor médio de densidade do dinoflagelado). Beaver; Crisman (1989)
relatam que os ciliados podem ser vorazes predadores tanto do bacterioplâncton
quanto do fitoplâncton, e que cada espécie de ciliado possui uma distinta faixa de
preferência de tamanho da presa, que é uma função da sua morfologia e do
tamanho da estrutura bucal.
No mês de outubro, o valor percentual médio de biomassa do tipo nutricional
auto/bac procedentes de amostras de água da Represa das Antas apresentaram
forte correlação negativa com o valor médio de densidade bacteriana (r = -0,85),
bem como, moderada correlação positiva com o valor médio de clorofila c (r =
0,57). Tais correlações indicam que possivelmente o dinoflagelado Peridinium sp.
estaria exercendo forte pressão de predação (tipo “top-down”) sobre o
bacterioplâncton. Ainda no mês de outubro, foi também registrada a ocorrência de
fortes correlações negativas entre o valor percentual médio de biomassa dos tipos
nutricionais bac/alg (r = -0,97), bac/flag (r = -0,90), omnívoros (r = -0,94), ki/alg/bac
(r = -0,90) e R-predador (r = -0,90) com o valor médio de densidade bacteriana.
Esse tipo de comportamento pode estar relacionado à disponibilidade e qualidade
do alimento, uma vez que, neste mês foi registrado o segundo maior valor médio
de densidade bacteriana.
A hipótese de disponibilidade de fonte de alimento pôde ser sustentada, uma
vez que em outubro, foi o único mês onde se registrou a ocorrência simultânea de
todos os oito gêneros de protozoários ciliados e todas as categorias tróficas
registradas nas amostras de água da Represa das Antas. Associado a esse fato,
foram também verificadas fortes correlações positivas entre o valor percentual
médio de biomassa dos tipos nutricionais dos bac/alg (r = 0,71), dos bac/flag (r =
0,99), dos Omnívoros (r = 0,98), dos ki/alg/bac (r = 0,99), bem como, para o R-
predador (r = 0,99) com o tipo nutricional auto/bac (Peridinium sp.).
No mês de fevereiro, o valor percentual médio de biomassa do tipo nutricional
auto/bac (dinoflagelado mixotrófico Peridinium sp.) procedentes de amostras de
água da Represa das Antas apresentou fortes correlações positivas com o valor
médio de clorofila a (r = 0,91) e com o valor médio de clorofila c (r = 0,79), bem
82
como, moderada correlação negativa com o valor médio de densidade do
bacterioplâncton (r = -0,49). Tais correlações podem indicar que o dinoflagelado
Peridinium sp. neste mês estivesse utilizando da mixotrofia, devido a correlação
registrada para os valores de densidade do bacterioplâncton e clorofila a e c. No
mês de feveriero o dinoflagelado Peridinium sp. foi o organismo fitoplanctônico
dominante, representando 24% em relação ao valor medio total de biomassa
fitoplanctônica para o mês de fevereiro, corroborando com a hipótese de
metabolismo mixotrofico. De acordo com Stoecker (1999) e Tittel et al. (2003),
entre os dinoflagelados mixotróficos, muitas espécies são primariamente
fototróficas, podendo assimilar nutrientes inorgânicos dissolvidos, porém, utilizam a
fagotrofia para suplementar nutrientes inorgânicos limitados e/ou aumentar sua
taxa de crescimento.
Em relação ao valor percentual médio de densidade dos tipos nutricionais
observados durante o período de estudo na Represa das Antas, os ciliados
Omnívoros predominaram em amostras de água coletadas em janeiro e
apresentaram moderada correlação positiva em relação ao valor médio de
biomassa fitoplanctônica (r = 0,66), bem como fracas correlações negativas em
relação ao valor médio de densidade bacteriana (r = -0,17), densidade (r = -0,3) e
biomassa (r = -0,2) do dinoflagelado Peridinium sp. Provavelmente estes ciliados
estivessem se alimentando concomitantemente de algas e de outras fontes de
alimento não avaliadas neste estudo, tais como pequenos flagelados autotróficos e
heterotróficos, protozoários menores, metazoários menores, ovos de metazoários e
pequenos crustáceos (FOISSNER; BERGER; SCHAUMBURG, 1999 e SHERR;
SHERR, 2000).
Para o mês de abril, os ciliados bac/alg predominaram (67%) quanto ao valor
percentual médio de densidade em relação aos demais tipos nutricionais de
protozoários ciliados registrados. Esses organismos apresentaram fraca correlação
positiva com o valor médio de densidade bacteriana (r = 0,21), forte correlação
positiva com o valor médio de densidade (r = 0,98) e biomassa (r = 0,98) do
dinoflagelado Peridinium sp., bem como fraca correlação negativa com o valor
médio de biomassa fitoplanctônica (r = -0,11). Os resultados de correlação não
mostraram forte pressão de predação dos bac/alg sobre o dinoflagelado Peridinium
sp., devido a ausência de correlação negativa. Entretanto, durante a análise
microscópica das amostras de água da Represa das Antas, foram registrados
83
freqüentemente no interior da Campanella umbellaria, células de Peridinium sp.,
podendo estar relacionado a predação deste ciliado sobre o dinoflageldo
Peridinium sp. ou por possíveis relações de simbiose entre eles.
Relações de mixotrofia têm sido verificadas entre organismos fitoplanctônicos
e protozoários. Como exemplo, a relação de mixotrofia entre o protozoário ciliado
Mesodinium rubra, o qual apresenta associações com algas criptofíceas
endosimbiontes ou o seqüestro ou ingestão de plastídeos de organismos
fotossintetizantes pelos ciliados oligotriquidas (LAYBOUN-PARRY, 1992).
Segundo o mesmo autor, a maioria das situações de simbiose envolve algas
zooclorelas e zooxantelas endosimbióticas; ocorrendo em muitos ciliados,
amebas, radiolária e foraminífera.
Este estudo realizado na Represa das Antas registrou pela primeira vez a
presença do dinoflagelado Peridinium sp. no interior do protozoário ciliado
Campanella umbellaria. Sendo assim, provavelmente outras variáveis não
avaliadas neste estudo podem estar relacionadas à forte correlação positiva dos
bac/alg (Campanella umbellaria) com os valores médios de densidade e biomassa
do dinoflagelado Peridinium sp., além da relação de presa-predador existente
entre eles.
Para o mês de julho, o tipo nutricional dominante em relação ao valor
percentual médio de densidade foram os ki/alg/bac apresentando moderada
correlação positiva com o valor médio de densidade bacteriana (r = 0,66), bem
como, fortes correlações negativas com o valor médio de densidade (r = -0,79), de
biomassa (r = -0,81) do dinoflagelado Peridinium sp. e com o valor médio de
biomassa fitoplanctônica (r = -0,76). Tais correlações poderiam indicar que os
ciliados ki/alg/bac (Oligotrichas - Strombidium sp.) estivessem se alimentando de
bactérias, do dinoflagelado e do fitoplâncton. Foissner et al. (1999) destaca que o
ciliado Strombidium sp. é um organismo versátil por ter sempre alguma fonte de
alimento ao seu alcance (devido ao metabolismo mixotrófico), por ser comum em
todas as estações do ano e tolerante a grandes variações de temperatura.
Nos meses de abril e julho, os Omnívoros foram o segundo grupo mais
representativo em relação aos valores percentuais médios de densidade. Esses
ciliados apresentaram forte correlação positiva com o valor médio de densidade
bacteriana (r = 0,80) e com o valor médio de biomassa fitoplanctônica (r = 0,80)
para o mês de abril. Em relação ao mês de julho, foram verificadas moderadas
84
correlações positivas entre o valor percentual médio de densidade dos ciliados
Omnívoros e o valor médio de densidade (r = 0,59) e de biomassa (r = 0,45) do
dinoflagelado Peridinium sp.
Ainda que os omnívoros tenham sido o segundo tipo nutricional em termos de
importância relativa nos valores médios de densidade nos meses de abril e julho,
devido a disponibilidade de fontes de alimento, uma vez que, no mês de abril foi
registrado o maior valor médio de densidade bacteriana e elevado valor médio de
biomassa fitoplanctônica. Além disso, no mês de julho foi registrado elevado valor
médio de densidade e de biomassa do dinoflagelado Peridinium sp., ou seja, a
provável maior disponibilidade e qualidade de fontes de alimento favorecendo a co-
dominância dos Omnívoros.
Em outubro o tipo nutricional dominante em relação ao valor percentual médio
de densidade foi compartilhado entre os Omnívoros, os ki/alg/bac, e os bac/flag. O
valor médio de densidade dos Omnívoros, dos ki/alg/bac e dos bac/flag
apresentaram forte correlação positiva com o valor médio de densidade
(omnívoros: r = 0,99; ki/alg/bac: r = 0,98; bac/flag: r = 0,99) e biomassa (omnívoros:
r = 0,99; ki/alg/bac: r = 0,97; bac/flag: r = 0,99) de Peridinium sp. Para os três tipos
nutricionais citados acima foram verificadas fortes correlações negativas com os
valores de densidade bacteriana também (omnívoro: r = -0,90; ki/alg/bac: r = -0,96;
bac/flag: r = -0,92). Tais correlações podem indicar que esses tipos nutricionais
estivessem se beneficiando do elevado valor médio de densidade bacteriana
(5,7.109 ind.L-1), do elevado valor médio de biomassa (313.10-3 µg C.L-1), bem
como, do maior valor médio de densidade (44.197 ind.L-1) do dinoflagelado
Peridinium sp. registrado em amostras de água provenientes do mês de outubro na
Represa das Antas. Uma vez que, os Omnívoros, ki/alg/bac e os bac/flag são
predadores de flagelados e do fitoplâncton (FOISSNER; BERGER;
SCHAUMBURG, 1999 e LAYBOURN-PARRY, 1992).
No mês de fevereiro, o tipo nutricional dominante em relação ao valor
percentual médio de densidade dos ciliados em amostras de água provenientes da
Represa das Antas foram os ki/alg/bac, como já registrado anteriormente no mês
de julho. O valor percentual de densidade do ki/alg/bac apresentou forte correlação
positiva em relação ao valor médio de densidade do dinoflagelado Peridinium sp. (r
= 0,94), bem como correlações negativas extremamente fracas em relação ao valor
médio de densidade bacteriana (r = 0,18) e biomassa fitoplanctônica (r = -0,04).
85
Provavelmente os ki/alg/bac estivessemm se alimentando do dinoflagelado
Peridinium sp., bom como de organismos autotróficos não contemplados neste
estudo como as algas diatomáceas.
O maior valor percentual médio de densidade e biomassa do tipo nutricional
auto/bac foi registrado no mês de fevereiro. Foram verificadas correlações bem
fracas entre o valor médio de densidade do dinoflagelado Peridinium sp. e o valor
médio de biomassa fitoplanctônica (r = 0,23), valor médio de densidade bacteriana
(r = 0,19) e o valor médio de clorofila b (r = -0,37) e c (r = -0,004) em amostras de
água da Represa das Antas. Sendo assim, provavelmente outras variáveis não
avaliadas neste estudo poderiam estar relacionadas ao elevado valor percentual
médio do tipo nutricional auto/bac registrado em amostra de água da Represa das
Antas analisada no mês de fevereiro.
No presente estudo, observou-se a dominância dos ciliados ki/alg/bac
(Oligotricha – Strombidium sp.) em relação aos valores médios percentuais de
densidade (48%) e biomassa (82,3%) ao longo de todo o período de estudo
avaliado em relação aos demais tipos nutricionais de protozoários ciliados. Biyu
(2000) no lago Biandantang (China) também verificou que os oligotriquidas
(Strombidium viride, Strobilidium caudatum e Halteria grandinella) foram o grupo
mais importante. Segundo esse autor, o ciliado Strombidium viride se alimentou de
diatomáceas, além de hospedar algas endosimbiontes. De acordo com Gilbert
(1994) e Biyu (2000), provavelmente, a ampla distribuição dos ciliados
oligotriquidas se dê pela habilidade de nadar rapidamente, além da capacidade de
saltar, o que facilitaria o escape da predação exercida pelo metazooplâncton.
Podemos inferir com base nas variáveis analisadas que na Represa das Antas
a fonte de alimento dos organismos é fornecida tanto pelos organismos autotróficos
(tanto pela mixotrofia quanto, provavelmente pela ingestão direta de células algais)
como pelas bactérias.
A predominância de ciliados com preferência alimentar por algas e bactérias
pode ser explicada pela facilidade de adaptação às flutuações na disponibilidade
de alimento destes organismos (REGALI-SELEGHIM, 2001). Grande parte dos
organismos registrados neste estudo possuindo esses hábitos alimentares
correspondeu ao ciliado Oligotricha Strombidium sp.. Segundo Regali-Seleghim
(2001) os Oligotricha são um dos mais importantes grupos em ambientes aquáticos
86
planctônicos, provavelmente por apresentar essa estratégia alimentar, além de
pequenas dimensões que determinam rápidas taxas de crescimento.
Segundo Burns; Galbraith (2007) e Porter et al. (1988) em ambientes
oligotróficos como a Represa das Antas, as bactérias possuem papel principal na
ciclagem de nutrientes e nos fluxos de energia, consequentemente na rede
alimentar microbiana, uma vez que, nestes corpos aquáticos a produção primária é
muito baixa devido às baixas concentrações de nutrientes, explicando assim a
preferência alimentar por células bacterianas como uma das principais fontes de
alimento para os ciliados planctônicos neste corpo aquático.
Além da predominância do tipo nutricional ki/alg/bac, outra forma de obtenção
de energia utilizada pelos organismos avaliados na Represa das Antas foi a
presença do metabolismo mixotrófico utilizado tanto pelo ciliado Strombidium sp.,
que obtém energia através de relações de endosimbiose ou pelo seqüestro de
plastídeos de células algais e de flagelados, bem como, pelo dinoflagelado
Peridinium sp. (LAYBOURN-PARY, 1992, DOLAN; PÉREZ, 2000 e STOECKER,
1999),
A mixotrofia é uma estratégia alimentar importante para os organismos em
ambientes caracterizados por baixas concentrações de alimento ou alta
competição (REGALI-SELEGHIM, 2001), condizendo com o que foi encontrado no
sistema estudado, sendo caracterizado como um corpo aquático oligotrófico, com
menor disponibilidade de nutrientes e, conseqüentemente, menor concentração de
clorofila a. Tais características podem indicar a existência de um controle do tipo
“bottom up” em relação aos organismos que dependem do suprimento algal para
se alimentar e controle do tipo “top-down” sobre os organismos que possuem
menor habilidade de “capturar” estes escassos recursos, como os especialistas
fagotróficos, bem como, os especialistas autotróficos que sofrem pressão de
predação pelos níveis tróficos superiores (rotíferos, cladóceros e copépodos).
Sendo assim, as diferenças sazonais nos valores de densidade e biomassa dos
tipos nutricionais dos protozoários ciliados e do dinoflagelado Peridinium sp.
verificados em amostras de água da Represa das Antas pode estar refletindo a
limitada disponibilidade e qualidade de fontes de alimento nesse corpo aquático.
87
4.2.2 Variação Sazonal e Espacial dos protozoários ciliados, do dinoflagelado Peridinium sp., do bacterioplâncton e da biomassa fitoplanctônica na Represa das Antas
O padrão de distribuição horizontal dos organismos planctônicos em
ecossistemas aquáticos pode ser explicado por diferentes fatores, dentre os quais
destacam-se as forças advectivas, as variáveis limnológicas abióticas, os padrões
de comportamento dos organismos e as relações biológicas (BINI et al. 1997).
Na Represa das Antas, um ambiente oligotrófico e ligeiramente ácido, foram
identificados em amostras de água oito gêneros de protozoários ciliados
pertencendo as Classes Peritrichia (Campanella umbellaria e Vorticella sp.),
Prostomatida (Urotricha sp.), Gymnostomatida (Mesodinium sp., Monodinium sp.
Paradileptus elephantiuns e Enchelys sp.) e Oligotrichia (Strombidium sp.), bem
como, um gênero de dinoflagelado pertencente a Classe Phytomastigophora
(Peridinium sp.).
Os ciliados Strombidium sp., Campanella umbellaria e Enchelys sp., podem ser
considerados organismos persistentes na Represa das Antas (chamados k-
estrategistas), uma vez que, apresentaram as maiores freqüências de ocorrência
ao longo de todo o período de estudo, ou seja, respectivamente, valores de
78,95%, 52,63% e 47,37%. Provavelmente, estes resultados podem ser atribuídos
as habilidades competitivas desses gêneros, a resistência à predação, bem com,
a tolerância a estresses físicos e químicos, contribuindo para a permanência
destes organismos no ambiente (BOSSOLAN; GODINHO, 2000). Os gêneros de
ciliados Vorticella sp., Urotricha sp., Mesodinium sp., Monodinium sp.,
Paradileptus elephantinus detectados na Represa das Antas, podem ser
considerados organismos “menos comuns” ou r-estrategistas. De acordo com
Bossolan; Godinho (2000) os r-estrategistas são aqueles menos freqüentes no
ambiente e que têm seu aparecimento muitas vezes regulado por florescimentos
de organismos planctônicos, como, por exemplo, as algas ou bactérias, que são
sua fonte de alimento, “driblando” a habilidade competitiva das espécies k-
estrategistas.
Dentre as Classes de organismos planctônicos detectadas em amostras de
água da Represa das Antas, os organismos pertencentes às Classes Oligotricha e
88
Phytomastigophora foram os dominantes em relação aos valores de biomassa e
de densidade registrados.
Diferentemente do presente estudo, Packroff (2000) detectou, nas águas de
um lago ácido (pH variando de 4,5 – 6,0) e com baixa concentração de nutrientes
(Lago Cospuden, Alemanha), que as Classes Prostomatida (Urotricha sp.) e
Peritrichia (Vorticella sp.) foram dominantes. Weisse; Stadler (2006) relatam que
as espécies de ciliados do gênero Urotricha sp. apresentam tolerância variável em
relação aos valores de pH nos corpos aquáticos, o que influência a sua
distribuição.
Em lagos ácidos da Flórida (EUA), Beaver; Crisman (1981) também
verificaram a presença da Classe Oligotrichia em amostras de água, cujos valores
de pH se encontravam tanto acima como abaixo de 5,0. De acordo com os
autores, a disponibilidade de alimento, aliada aos fatores físicos e químicos dos
lagos exerceram influência significativa na distribuição dos ciliados. Beaver;
Crisman, Bienert (1998) sugeriram que a maior abundância dos oligotrichas em
lago oligotrófico em comparação ao eutrófico, estava relacionada à capacidade
dos organismos de utilizar tanto o metabolismo heterotrófico como o autotrófico.
Os gêneros de protozoários ciliados (Strombidium sp., Monodinium sp.,
Mesodinium sp. e Vorticella sp.) registrados na Represa das Antas, um ambiente
oligotrófico, também foram registrados por Gomes; Godinho (2003) em amostras
de água do Lago Monte Alegre-SP, um ambiente eutrófico.
Graham et al. (2004), estudando a dinâmica sazonal das populações de
protozoários e algas em um corpo aquático ácido e oligotrófico (Crystal Bog Lake,
Wisconsin) verificaram que, entre os gêneros de algas e protozoários
encontrados, os dinoflagelados e os oligotrichas, respectivamente, foram
dominantes, concordando com os resultados do presente estudo. Estes autores
consideraram que a dominância dos dinoflagelados esteve relacionada ao estado
de trofia do ambiente.
Os valores de biomassa dos protozoários ciliados registrados em amostras de
água da Represa das Antas variaram de 0,8 µg C.10-3. L-1 a 1213 µg C.10-3. L-1.
Tais valores estiveram de acordo com os observados na literatura para ambientes
oligotróficos e mesotróficos. Auer; Elzer; Arndt (2004) estudando lagos com
diferentes graus de trofia na Alemanha, verificaram valores de biomassa de
protozoários ciliados variando de 13 µg C.10-3.L-1 a 28 µg C.10-3.L-1 em lago
89
mesotrófico. Carrick (2005) estudando a comunidade planctônica do Lago
Michigan (EUA), detectou valores médios de biomassa de protozoários
heterotróficos e de protozoários fototróficos variando de 20 µg C.10-3. L-1 a 23 µg
C.10-3. L-1 e de 0 µg C.10-3. L-1 a 20 µg C.10-3. L-1, respectivamente.
Os valores de densidade dos protozoários ciliados registrados em amostras de
água da Represa das Antas variaram de 0,003.103 ind .L-1 a 0,089.103 ind .L-1.
Graham et al. (2004) verificou valores de densidade de protozoários variando de
17.103 ind.L-1 a 377.103 ind.L-1 no lago oligotrófico Cristal (Madson - Wisconsin).
Dolan et al. (2002) verificou valores de densidade dos ciliados Tintinídeos e
Oligotrichas, na região leste do mar Mediterrâneo (considerada como oligotrófica),
menor que 40 ind.L-1 e menor que 103 ind.L-1, respectivamente. Carrick (2005)
estudando a comunidade planctônica do Lago Michigan (EUA), detectou valores
de densidade de protozoários ciliados variando de 4.103 ind.L-1 a 17.103 ind.L-1.
Segundo o mesmo autor, tais valores eram similares àqueles informados em
outros ambientes oligo e oligo-mesotróficos. Sendo assim, os valores de
densidade de protozoários detectados nos trabalhos acima citados apresentaram-
se superiores aos valores de densidade registrados nas amostras de água da
Represa das Antas.
Os menores valores verificados para a densidade (julho, outubro e fevereiro)
e a biomassa (fevereiro) dos protozoários ciliados ocorreram em amostras de
água coletadas no ponto P41. Para as amostras de água procedentes do ponto
P41, nos meses de julho e fevereiro, também foi detectada a maior freqüência de
valores dos elementos químicos (fluoreto, manganês, zinco e sulfato) acima dos
limites previstos na Resolução 357 do Conama (CONAMA, 2005) e elevados
valores de dureza da água. De acordo com os resultados de correlação de
Pearson, foi verificada correlação negativa entre as variáveis químicas fluoreto (-
0,45), manganês (r moderada = -0,58), zinco (r moderada = -0,49), sulfato (r forte = -0,85),
dureza (r forte = -0,85) e os valores de densidade dos ciliados registrados em
amostras do ponto P41 (julho e fevereiro). Esse tipo de correlação também foi
registrado entre os valores de biomassa dos ciliados em relação às concentrações
de fluoreto (r = -0,41), manganês (r = -0,41) e zinco (r = -0,43) para o ponto P41
(fevereiro).
A relação acima citada é um indicativo de que o lançamento dos efluentes
tratados procedentes da UTM-INB, na Represa das Antas, esteja causando
90
possíveis alterações na comunidade de protozoários ciliados. Os ciliados são
organismos sensíveis a alterações ambientais (MADONI, 1993, LUGO et al. 1991,
DIAS et al. 1999, MADONI, 2005) e eficientes bioindicadores de poluição
ambiental, tanto orgânica (MADONI, 1993, LUGO et al. 1991, LEE et al. 2004,
MADONI, 2005) quanto inorgânica (DIAS et al. 1999, MADONI; ROMEO, 2006).
Madoni, Esteban, Gorbi (1992) determinaram que uma concentração em torno
de 2 mg.L-1 de zinco, causou efeito tóxico agudo em espécies de protozoários
(Aspidisca cicada, Colpidium campylum e Uronema nigricans) ciliados. Tal valor
esteve próximo ao encontrado no ponto P41 em fevereiro de 2007 (zinco = 2,03
mg.L-1). Estudos sobre os efeitos da poluição por metais em ambientes aquáticos
têm revelado alterações na comunidade protozooplanctônica. Boenigk;
Wiedlroither; Pfandl (2005) reportaram aumento na atividade natatória e inibição
alimentar de protozoários ciliados e atribuíram esse comportamento a efeitos de
baixa toxicidade dos metais cádmio e mercúrio. Lê Jeune et al. (2007) estudando
os efeitos do sulfato de cobre sobre a diversidade e a estrutura da comunidade
planctônica microbiana pertencente ao chamado “elo microbiano” (picoplâncton
autotrófico e heterotrófico, flagelados pigmentados e não pigmentados e ciliados)
do Lago Pontalage (Limousin, França), verificaram diminuição na diversidade e
nos valores de biomassa dos organismos pigmentados (picofitoplâncton e
flagelados pigmentados), ausência de efeitos na biomassa e diversidade de
flagelados heterotróficos e significativa redução na biomassa dos ciliados, sendo
que os ciliados nanoplanctívoros (se alimentam de nanoplâncton) e mixotróficos
apresentaram-se mais sensíveis às elevações nas concentrações de sulfato de
cobre na água.
De um total de cinco amostragens realizadas, em duas delas, os maiores
valores de densidade e de biomassa (outubro e fevereiro) dos protozoários
ciliados foram detectados em amostras de água coletadas no ponto Cab. Nenhum
outro ponto de amostragem apresentou concomitantemente essa freqüência de
valores elevados de densidade e biomassa de protozoários ciliados. No ponto Cab
foi detectada a menor freqüência de valores (17%) das variáveis químicas acima
dos limites previstos na Resolução 357 do Conama (CONAMA, 2005), quando
comparado aos resultados obtidos nos demais pontos de amostragem avaliados.
Tal fato indica melhor qualidade da água na Represa das Antas no ponto Cab,
frente aos possíveis efeitos tóxicos dos agentes químicos sobre os protozoários
91
ciliados. Além disso, excetuando-se os resultados obtidos no mês de julho, as
amostras de água coletadas no ponto Cab apresentaram os maiores valores para
densidade do dinoflagelado Peridinium sp., refletindo na maior disponibilidade de
alimento para os ciliados. O gênero de protozoário predominante no ponto Cab,
nos meses de outubro e fevereiro, foi o ciliado Strombidium sp., caracterizado por
se alimentar de diatomáceas, algas e bactérias (FOISSNER; BERGER;
SCHAUMBURG, 1999). Essa relação foi confirmada pela forte correlação positiva
entre os valores de densidade de Peridinium sp. e os valores de biomassa (r =
0,99) e densidade (r = 0,70) do ciliado Strombidium sp.
Os valores de biomassa do dinoflagelado Peridinium sp. registrados em
amostras de água da Represa das Antas variaram de 42,7 µg C.10-3. L-1 a 6531,5
µg C.10-3. L-1, que apresentaram-se elevados quando comparados a outros
valores detectados em ambientes aquáticos. Bouvier; Becquevort; Lancelot (1998)
estudando diferentes pontos de amostragem que apresentavam graus de trofia
variando de eutrofico à oligotrófico na costa do Mar Negro, detectaram valores
médios de biomassa para dinoflagelados mixotróficos variando de 0,54 µg C.10-
3.L-1 a 11,82 µg C.10-3.L-1. Auer; Elzer; Arndt (2004) estudando lago mesotrófico
na Alemanha verificaram valores de biomassa de flagelados heterotróficos
variando de 1,0 µg C.10-3.L-1 a 5 µg C.10-3.L-1.
Os valores de densidade do dinoflagelado Peridinium sp. registrados em
amostras de água da Represa das Antas variaram de 0,69.103 ind .L-1 a 79,38.103
ind .L-1. Graham et al. (2004) verificou valores de densidade dos dinoflagelados
Peridinium cinctum e Peridinium limbatum variando de 1.103 ind.L-1 a 20.103 ind.L-
1 e de 1.103 ind.L-1 a 1800.103 ind.L-1, respectivamente, no lago oligotrófico Cristal
(Madson - Wisconsin). Carrick (2005) estudando a comunidade planctônica do
Lago Michigan (EUA), detectou valores de densidade do dinoflagelado Peridinium
inconspicuum variando de 100.103 ind.L-1 a 3000.103 ind.L-1.
No presente estudo, os menores valores médios de densidade e de biomassa
do dinoflgelado Peridinium sp. foram verificados em amostras de água coletadas
no ponto P14F, com exceção dos valores de biomassa registrados para o
dinoflagelado Peridinium sp. em amostras de água do mês de fevereiro.
Excetuando-se os meses de janeiro e abril, onde os valores de transparência da
água demonstraram a ausência de radiação solar no ponto P14F, moderadas
92
correlações negativas entre a densidade e a biomassa do Peridinium sp. e os
valores de clorofila c (r = -0,56) no ponto P14F, podem indicar que este
dinoflagelado, provavelmente estaria utilizando o metabolismo mixotrófico, na
região hipolimnética da represa. De acordo com Stoecker (1999), muitas espécies
de dinoflgelados mixotróficos primeiramente utilizam o fototrofismo, mas utilizam o
fagotrofismo para suprir a deficiência de nutrientes inorgânicos e aumentar sua
taxa de crescimento. Sendo assim, a ausência de luz levou o dinoflagelado
Peridinium sp. a utilizar provavelmente a fagotrofia.
Fortes correlações positivas foram verificadas tanto para os valores de
densidade quanto biomassa de Peridinium sp. em relação aos valores de sólidos
em suspensão (r = 0,88 e r = 0,90; respectivamente) no ponto P14F.
Provavelmente, pode ter ocorrido ressuspensão de partículas do sedimento
contendo fontes de alimento, a exemplo de células bacterianas, uma vez que, este
dinoflagelado também é um hábil bacterívoro (GRAHAM et al. 2004, LAYBOURN-
PARRY, 1992, GONZÁLEZ, 1999, HAHN; MOORE; HÖFLE, 1999). Esta hipótese
pôde ser suportada pela verificação de fortes correlações negativas entre os
valores de densidade (r = -0,93) e de biomassa (r = -0,97) do Peridinium sp. e os
valores de densidade bacteriana observados em amostras de água coletadas no
ponto P14F. De acordo com Sonntag et al. (2006), tal correlação indica pressão
de predação tipo top-down sobre as células bacterianas.
O maior valor de densidade para o dinoflagelado Peridinium sp. foi
determinado em amostra de água coletada no ponto Cab, em outubro, e esteve
positivamente correlacionado com as concentrações de oxigênio dissolvido na
água (r = 0,79), com os valores de temperatura da água (r = 0,90) e com as
concentrações de clorofila c (r = 0,60). Provavelmente, este organismo, utilizando
o metabolismo autotrófico possa ter contribuído para os valores de concentração
de oxigênio dissolvido e os valores de clorofila c na água, refletidos através das
correlações obtidas.
O maior valor de biomassa para o dinoflagelado Peridinium sp. foi registrado
em amostra de água coletada no ponto P14S, em fevereiro. Neste mesmo mês, o
maior valor de clorofila c também foi registrado no ponto P14S. A clorofila c é um
dos pigmentos constituintes dos dinoflagelados (STRAIN; MANNING; HARDIN,
1943). Houve forte correlação positiva entre os valores de clorofila c e os valores
da biomassa do dinoflagelado Peridinium sp. (r = 0,79) para o mês de fevereiro,
93
bem como moderada correlação negativa com o valor de densidade bacteriana (r
= -0,50) para o mês de fevereiro, sugerindo que este dinoflagelado provavelmente
poderia estar utilizando o metabolismo mixotrófico, alimentando-se de células
bacterianas e realizando a fotossíntese.
Os valores de densidade bacteriana procedentes de amostras de água da
Represa das Antas variaram de 1,0.109 ind.L-1 a 9,0.109 ind. L-1 ao longo de todo
período de estudo avaliado. Tais valores apresentaram-se menores quando
comparados aos verificados por Araújo; Godinho (2008) que encontraram valores
de densidade das células bacterianas variando de 2,67.1010 ind. L-1 a 5,1.1010 ind.
L-1 em um sistema fluvial-lagunar mesotrófico, localizado a leste do estado do Rio
Grande do Norte. Por outro lado, os valores de densidade bacteriana verificados
na Represa das Antas foram elevados quando comparados aos registrados por
Nakano; Ban (2003) no lago oligotrófico Toya (Hokkaido, Japão). Esses autores
registraram valores de densidade bacteriana variando de 1,1.107 ind.L-1 a 8,0.108
ind.L-1.
De acordo com Pedrós-Alió; Guerrero (1994), sistemas aquáticos produtivos
podem alcançar valores de densidade bacteriana de 1010 ind.L-1, enquanto que,
sistemas aquáticos extremamente oligotróficos podem apresentar valores de
densidade bacteriana em torno de 108 ind. L-1. Os resultdos para densidade
bacteriana em amostras de água analisadas no presente estudo apresentaram
faixa de variação intermediária quando comparado aos resultados obtidos pelos
autores acima citados.
Jugnia et al. (1998) relataram que a abundância bacteriana registrada em um
lago municipal apresentando um avançado estágio de eutroficação (localizado na
cidade de Yaoundé, Camarões – África Central) esteve entre os maiores
detectados em sistemas pelágicos (0,8.1011 ind. L-1 a 2,1011 ind. L-1).
O bacterioplâncton proveniente de amostras de água do ponto P41 da
Represa das Antas apresentou os dois maiores valores de densidade nos meses
de abril e outubro. Esse tipo de comportamento não foi verificado para os valores
de densidade dos ciliados e do dinoflagelado Peridinium sp., ao longo de todo o
período avaliado. Tal resultado pode ser atribuído a menor pressão de predação
(tipo top-down) exercida pelos ciliados e dinoflagelados sobre o bacterioplâncton,
uma vez que, não foram verificadas fortes correlações entre os valores de
densidade dos protozoários ciliados (r = 0,5), densidade do dinoflagelado
94
Peridinium sp. (r = -0,3) com os valores de densidade do bacterioplâncton em
amostras de água do ponto P41.
Além disso, a forte correlação positiva verificada (r = 0,94) entre os valores de
densidade bacteriana e biomassa fitoplanctônica no mês de abril, sugere que o
bacterioplâncton poderia estar utilizando a matéria orgânica excretada pelos
organismos fotossintetizantes como fonte de nutriente (YANNARELL; TRIPLETT
2005, DeWEVER et al. 2005, TANAKA et al. 2007, COTNER; BIDDANDA, 2002,
ZINABU; TAYLOR, 1997).
Os menores valores de densidade bacteriana verificados em amostras de água
provenientes dos pontos P41 (julho), P14S e P14F (fevereiro) podem estar
relacionados à pressão de predação exercida pelos níveis tróficos superiores, pela
menor disponibilidade de alimento (matéria orgânica e nutriente) e pelas
características físicas e químicas do ambiente. Fortes correlações negativas foram
registradas entre os valores de densidade bacteriana do ponto P14F e os valores
de biomassa do dinoflagelado Peridinium sp. (r = -0,97), bem como, para os
valores de densidade do Peridinium sp. (r = -0,93). Em relação aos resultados
obtidos no mês de fevereiro, observou-se moderada correlação negativa entre a
densidade bacteriana em amostras de água da Represa das Antas e a biomassa
do dinoflagelado (r = -0,49). Por outro lado, houve forte correlação negativa (r = -
0,87) entre a densidade bacteriana e os valores de densidade do Peridinium sp.
determinados no mês de julho. Tais correlações indicam possível relação de
predação do dinoflagelado Peridinium sp. sobre o bacterioplâncton.
As correlações negativas observadas entre os valores de densidade bacteriana
em amostras de água provenientes da Represa das Antas e os valores de
biomassa fitoplanctônica no mês de fevereiro (r moderada = -0,51) e julho (r forte = -
0,83) demonstram que a limitação na disponibilidade de alimento pode ter sido um
dos fatores controladores da densidade bacteriana neste corpo aquático, já que a
matéria orgânica excretada pelos organismos fitoplanctônicos pode contribuir
como fonte de nutrientes para as células bacterianas (YANNARELL; TRIPLETT
2005, DeWEVER et al. 2005, TANAKA et al. 2007, COTNER; BIDDANDA, 2002).
Como anteriormente já discutido, a maior freqüência de valores das variáveis
químicas, nos meses de julho/06 e fevereiro/07, acima dos limites estabelecidos
pela Resolução 357 do Conama (CONAMA, 2005), registrada nas amostras de
água provenientes do ponto P41 (33%) e a jusante desse, indicaram condições
95
ambientais adversas. Tais condições, provavelmente interferiram nos valores de
densidade de organismos aquáticos no ambiente. A influência das elevadas
concentrações de elementos químicos sobre o bacterioplâncton pôde ser
verificada pelas fortes correlações negativas entre os valores de densidade
bacteriana, registrados em amostras de água do ponto P41 e os valores de sulfato
(r = -0,75) e dureza (r = -0,71), bem como, a jusante do P41, ou seja, nos pontos
P14S e P14F para a variável manganês (r = -0,83). Mudryk; Dwulit (2004),
estudando os efeitos tóxicos de diferentes concentrações de mercúrio sobre a
abundância e a atividade respiratória das bactérias no Lago Gardno (Polônia)
verificaram que os íons de mercúrio em concentrações menores que 10 mg.dm-3
já exibiam efeitos tóxicos sobre a abundância e a taxa de captura de oxigênio do
bacterioplâncton no Lago Gardno. Contrariamente ao observado no estudo citado
acima e na Represa das Antas, Grandlic et al. (2006) estudando os possíveis
efeitos tóxicos do chumbo sobre a estrutura das comunidades bacterianas do
sedimento do Lago Rush (USA), não verificaram nenhuma relação entre as
concentrações de chumbo no sedimento (59 mg.L-1) e a abundância das bactérias
heterotróficas, concluindo que o chumbo não causou alterações na estrutura da
comunidade bacteriana desse lago.
Ainda em relação ao ponto P14S, forte correlação positiva foi verificada entre o
valor médio de densidade bacteriana e o valor médio de densidade dos
protozoários ciliados (r = 0,85). Essa correlação sugere que os gêneros de
protozoários ciliados presentes nesse local poderiam estar utilizando as bactérias
como uma fonte alimentar. Tal hipótese pode ser suportada pela preferência
alimentar dos gêneros de ciliados detectados no ponto P14S, bactérias/flagelados
(Urotricha sp.), bactérias/algas (Vorticella sp.), Omnívoro (Paradileptus
elephatinus e Mesodinium sp.) e R-predador (Monodinium sp), que são
considerados potenciais predadores do bacterioplâncton (BICK, 1972, FOISSNER;
BERGER; SCHAUMBURG, 1999). Protozoários bacterívoros ou fagotróficos são
importantes nas redes alimentares pelágicas, predando cerca de 80 a 100% da
produção bacteriana diária, sendo considerados os principais responsáveis pela
sua mortalidade e, portanto, uma importante força seletiva para as bactérias
aquáticas (JÜRGENS et al. 1999; GONZÁLEZ et al. 1990; SHERR et al. 1992;
MATZ; JÜRGENS, 2001 e 2005; CORNO; JÜRGENS, 2006).
96
Os resultados ora apresentados estiveram de acordo com aqueles
registrados por Kisand; Nõges (2004) que consideraram os ciliados como os
principais controladores da biomassa bacteriana em um lago eutrófico na Estônia.
Similarmente, Gomes; Godinho (2003) verificaram que a densidade e biomassa
das espécies protozooplanctônicas Monodinium balbiani, Holophryra cf. discolor,
Mesodinium pulex, Strombidium sp. e Vorticella sp estiveram associados a
densidade bacteriana. De acordo com Bossolan; Godinho (2000), ciliados
Mesodinium sp., Paradileptus sp., Strombidium sp. e Uroleptus sp presentes na
lagoa do Infernão (São Paulo) se alimentavam das altas densidades de bactérias
presentes nesse sistema aquático.
De um total de 19 amostras coletadas em diferentes pontos de amostragem ao
longo do presente estudo, a maior freqüência de amostras positivas para a
biomassa fitoplanctônica (valor de biomassa fitoplanctônica maior do que 0,0 µg
C. 10 -3. L-1) registrada em amostra de água na Represa das Antas, foi detectada
no ponto P41, ou seja, em 3 amostras (15,8%).
Tais valores não apresentaram correlações que pudessem explicar a
freqüência de ocorrência descrita acima, em relação às seguintes variáveis:
temperatura da água, oxigênio dissolvido e pH. Talvez tais variáveis não tenham
sido fatores limitantes para a presença da comunidade fitoplanctônica. Os baixos
valores de densidade e biomassa dos protozoários ciliados registrados
frequentemente no ponto P41, quando comparado aos resultados obtidos nas
demais amostras de água analisadas, evidenciam a possibilidade de ocorrência,
de menor pressão de predação dos ciliados sobre a comunidade fitoplanctônica,
sendo suportada pela forte correlação positiva (r = 0,8) identificada entre estes
grupos para o ponto P41.
Neste estudo não foi detectada a presença de biomassa fitoplanctônica em
amostras de água procedentes do ponto P14F, durante todo o período avaliado.
Para os meses de janeiro e abril tal resultado era esperado, uma vez que, os
valores de transparência da água foram respectivamente, 1,8 e 1,6 m,
evidenciando a falta de radiação solar na região hipolimnética da Represa das
Antas. No restante do período avaliado, outros fatores devem ter influenciado os
resultados obtidos para os valores de biomassa fitoplanctônica no ponto P14F, ou
seja, valores iguas a zero. Tundisi et al. (2004) também verificaram que os valores
para as concentrações de clorofila a e a densidade das comunidades
97
fitoplanctônicas no Reservatório Carlos Botelho (sudeste do Estado São Paulo,
Brasil) foram mais elevados nas camadas de água mais superficiais da represa.
Tal fato indica que, a menor incidência de radiação solar na região hipolimnética
dos corpos d’água provavelmente possue um importante papel nos valores de
concentração de clorofila no ambiente, bem como na distribuição da comunidade
fitoplanctônica.
4.2.2.1 Índice de Saprobidade De acordo com os resultados obtidos em amostras de água coletadas na
Represa das Antas, ao longo de todo o período de estudo, esse reservatório foi
classificado como beta-mesosapróbico. Segundo Foissner; Berger; Hohmann
(1992) ambientes classificados como beta-mesosapróbico apresentam uma zona
onde há decomposição de compostos, próximos de um estado de mineralização e
um baixo déficit de oxigênio. Uma grande variedade de protistas, plantas e
animais ocorrem em números consideráveis, com qualidade de água Classe II.
Somente para os valores médios de índice de saprobidade verificados em
amostras de água provenientes da Represa das Antas no mês de janeiro, houve
alteração neste padrão e o reservatório foi classificado como alfa-mesosapróbico.
Segundo Foissner; Berger; Hohmann (1992), tal classificação indica ambiente que
possui uma região oxigenada e um início de remineralização, possui muitas
espécies, sendo bactérias e protistas dominantes, com qualidade da água Classe
III.
Dentre os protozoários ciliados detectados na Represa das Antas
apresentando valores de Indice de Saprobidade por espécie (FOISSNER, 1992)
elevado, destacamos a Campanella umbellaria registrada no mês de janeiro (IS =
2,8). Além de apresentar elevado valor de Indice de Saprobidade por espécie,
esse ciliado também apresentou o maior valor médio de biomassa no mês de
janeiro. Portanto, foi considerado o principal ciliado responsável pelo aumento no
valor do Índice de Saprobidade neste reservatório neste mês. De acordo com Bick
(1972) a Campanella umbellaria ocorre em corpos aquáticos lênticos e lóticos
moderadamente poluídos e de classificação saprobiológica de beta-
98
mesosapróbica à alfa-mesosapróbica, concordando com o verificado na Represa
das Antas.
Os resultados obtidos para a Represa das Antas frente ao Índice de Estado
Trófico e o Índice de Saprobidade concordaram entre si. De acordo com o valor de
Índice de Saprobidade (beta-mesosapróbico), esse reservatório foi classificado
como corpo de água limpo e pouco poluído, frente à presença de compostos
orgânicos (PANTLE; BUCK, 1955); e, de acordo com o valor de Indice de Estado
Trofico (oligotrófico) a Represa das Antas apresentou-se como um corpo de água
limpo, de baixa produtividade, em que não ocorrem interferências indesejáveis
sobre os usos da água segundo a especificação descrita para o estado de trofia
(TOLEDO et al. 1983).
4.2.2.2 Índice de Diversidade
No presente estudo os resultados de Índice de Diversidade registrados
mostraram que houve baixa diversidade de protozoários ciliados quando
comparado a outros estudos também realizados em ambientes oligotróficos
(JYOTHIBABU et al. 2008, GRAHAM et al. 2004, DOLAN et al. 2002).
Nos meses de julho e fevereiro foram verificados, comparativamente, as
maiores possibilidades para a ocorrência de toxicidade química na Represa das
Antas, sobre os protozoários ciliados, uma vez que houve queda nos valores de
índice de diversidade em amostras de água provenientes do ponto P41 e a
jusante desse.
Nesse contexto, pode-se considerar que os gêneros de protozoários ciliados
presentes nos meses de julho (Strombidium sp. e Enchelys sp.) e fevereiro
(Strombidium sp., Enchelys sp., Campanella umbellaria e Paradileptus
elephantinus) no ponto P41 e a jusante desse, eram tolerantes a tais condições
ambientais extremas.
O resultado da análise de correlação concordou com a hipótese acima, de que
a maioria dos gêneros de ciliados presentes em fevereiro foram, provavelmente,
resistentes aos elevados valores de concentrações de elementos químicos
registrados. Houve baixa freqüência de ocorrência de correlação moderada entre
os valores de biomassa registrados para os gêneros Enchelys sp. (10%),
99
Paradileptus elephantinus (37,5%) e Campanella umbellaria (22,2%) e os valores
de variáveis físicas e químicas. Por outro lado, houve alta freqüência de
ocorrência de correlação moderada, correlação forte ou muito forte entre os
valores de biomassa registrados para os gêneros Enchelys sp. (90%),
Paradileptus elephantinus (62,5%) e Campanella umbellaria (77,8%) e os valores
das variáveis biológicas. Tais resultados indicaram que as características físicas e
químicas no sistema aquático apresentaram menor interferência para os gêneros
de protozoários ciliados presentes nas amostras de água procedentes do ponto
P41 e a jusante desse, no mês de fevereiro, quando comparadas à características
bióticas.
Para o mês de julho, os valores de índice de diversidade, baseado nos valores
de biomassa dos protozoários ciliados, apresentaram maior freqüência de
ocorrência de correlações moderadas negativas com as variáveis físicas e
químicas (75%) quando comparado aos demais meses de estudo. Entretanto, tais
correlações foram sempre moderadas e negativas não indicando forte influência
das variáveis físicas e químicas sobre o índice de diversidade registrado no mês
de julho.
Diferentemente, nos meses de janeiro, abril e outubro, os valores de índice de
diversidade obtidos em amostras de água procedentes da Represa das Antas
apresentaram elevada freqüência de ocorrência de fortes correlações com as
variáveis físicas e químicas, ou seja, 66,6% para o mês de janeiro, 50% em abril e
70% no mês de outubro. Sendo assim, pode-se sugerir que ocorreu baixa
influência das variáveis físicas e químicas sobre a diversidade dos protozoários
ciliados nos meses de julho e fevereiro, indicando provavelmente a existência de
formas tolerantes as alterações físicas e químicas ocorridas nestes meses.
De acordo com Xu et al. (2005), que estudaram o lago Chaohu na China (lago
raso com profundidade máxima de 6 m), relacionaram a baixa diversidade de
protozoários do ambiente estudado com poluição ambiental neste corpo aquático.
De acordo com esses autores, a baixa riqueza de espécies na região oeste do
lago, provavelmente resultou da entrada de um grande número de poluentes pela
descarga vinda do Rio Nanfei. Foi enfatizado neste estudo, que situações
estressantes, causadas pela presença de metais pesados, extrema poluição
orgânica, alterações no pH, flutuações na temperatura da água, ou ainda,
100
mudanças agudas em outros fatores, geralmente reduzem o número de espécies
e aumenta a concentração de formas de vida tolerantes.
101
5 CONCLUSÕES
As principais conclusões obtidas no presente estudo foram as seguintes:
a) De acordo com os resultados obtidos para as variáveis físicas e químicas
nas amostras de água procedentes da Represa das Antas, este corpo
aquático apresentou valores de pH ligeiramente ácidos, bem como
elevados valores de condutividade elétrica, dureza e a presença de
elevadas concentrações dos elementos químicos fluoreto, manganês, zinco
e sulfato, presentes em todos os pontos e períodos de amostragem
avaliados. Tais valores estiveram relacionados à litologia e a precipitação
na bacia hidrográfica, bem como aos efluentes lançados pela UTM-INB;
b) No mês de fevereiro, para amostras de água procedentes do ponto P41 e a
jusante desse, ou seja, pontos P14S e P14F, o parâmetro lançamento de
efluentes de mina de urânio, provavelmente, influenciou a ocorrência de
alta freqüência de valores elevados de dureza, de condutividade, de
fluoreto, de manganês, de zinco, de sulfato, bem como valor de pH
ligeiramente ácido, em amostras da água na Represa das Antas;
c) Os maiores valores de dureza registrados em amostras de água
procedentes do ponto P41 e a jusante deste, ou seja, pontos P14S e P14F,
provavelmente, estiveram relacionados ao hidróxido de cálcio utilizado no
sistema de tratamento de efluentes da UTM-INB, antes do lançamento
desses para o meio ambiente;
d) A elevada freqüência de ocorrência, bem como os elevados valores de
densidade e biomassa de organismos mixotróficos (Strombidium sp. e
Peridinium sp.) registrados em amostras de água da Represa das Antas
foram condizentes com o estado de trofia desse sistema aquático.
e) As variáveis condutividade elétrica, pH e as variáveis clorofila b,
manganês, apresentaram, respectivamente, variação sazonal e espacial ao
longo do período avaliado na Represa das Antas. Houve variação sazonal
102
e espacial para as seguintes variáveis analisadas em amostras de água da
Represa das Antas: temperatura da água, oxigênio dissolvido, dureza,
fluoreto, sulfato, urânio, tório e densidade média total do dinoflagelado
Peridinium sp.
f) De acordo com as varáveis avaliadas no presente estudo para a
determinação de índice de estado trófico, sazonalmente, a Represa das
Antas foi classificada como um corpo aquático oligotrófico, apresentando
baixos valores médios de concentração de clorofila a, elevados valores
médios de transparência da coluna d’água, bem como baixos valores
médios de concentração de fósforo total, indicando a ausência de
problemas relacionados à eutrofização, concordando com o resultado
obtido para o Índice de Saprobidade que classificou este ecossistema
aquático como beta-mesosapróbico.
g) No mês de fevereiro, para amostras de água procedentes do ponto P41 e a
jusante desse, ou seja, pontos P14S e P14F, o parâmetro lançamento de
efluentes de mina de urânio, provavelmente, influenciou a ocorrência de
alta freqüência de valores elevados de dureza, de condutividade, de
fluoreto, de manganês, de zinco, de sulfato, bem como valor de pH
ligeiramente ácido, em amostras da água na Represa das Antas;
h) Os maiores valores de dureza registrados em amostras de água
procedentes do ponto P41 e a jusante deste, ou seja, pontos P14S e P14F,
provavelmente, estiveram relacionados ao hidróxido de cálcio utilizado no
sistema de tratamento de efluentes da UTM-INB, antes do lançamento
desses para o meio ambiente;
i) Os baixos valores de Índice de Diversidade registrados nesse corpo
aquático, sazonalmente e espacialmente, provavelmente estiveram
relacionados à condição de oligotrofia verificada neste corpo aquático, bem
como a possíveis efeitos tóxicos do lançamento de efluentes de mina de
urânio na Represa das Antas.
103
j) De acordo com os valores de Índice de Diversidade registrados na Represa
das Antas ao longo deste estudo, pôde-se concluir que houve a ocorrência
de ciliados tolerantes às condições físicas e químicas em amostras de
água procedentes do ponto P41 e a jusante deste.
k) A faixa de variação para os valores de densidade e biomassa dos
protozoários ciliados e do dinoflagelado Peridinium sp., bem como para os
valores de densidade do bacterioplâncton, registrados nas amostras de
água da Represa das Antas, apresentaram-se condizentes a valores
registrados em outros ambientes oligotróficos.
l) Os maiores valores de densidade e biomassa dos protozoários ciliados, a
maior freqüência de ocorrência de maiores valores de densidade do
dinoflagelado Peridinium sp., detectados no ponto Cab, estiveram
relacionados à melhor qualidade química da água na Represa das Antas
nesse ponto de amostragem.
m) O ponto P41 apresentou a maior ocorrência de menores valores médios de
densidade e biomassa de protozoários ciliados e do dinoflagelado
Peridinium sp. Provavelmente estes organismos foram mais sensíveis às
características químicas dos efluentes lançados na Represa das Antas,
uma vez que nesse local foi registrada a maior freqüência de ocorrência de
compostos químicos acima dos limites previstos na Resolução 357 do
CONAMA;
n) Dentre os protozoários ciliados registrados em amostras de água
provenientes da Represa das Antas foram registrados alguns gêneros que
apresentam características que podem estar relacionadas às condições de
oligotrofia do ambiente, bem como a estresse frente a agentes químicos:
predomínio de ciliados pequenos que apresentam reduzido tempo de
geração (Strombidium sp. e Enchelys sp.), predomínio de ciliados com
habilidade para saltar e escapar da predação (Strombidium sp.) , a
presença de grandes ciliados menos vulneráveis à predação (Campanella
104
umbellaria e Paradileptus elephantinus), bem como organismos
apresentando metabolismo mixotrófico (Peridinium sp. e Strombidium sp.);
o) Os maiores valores de densidade de células bacterianas e freqüência de
amostras positivas para biomassa fitoplanctônica, registrados em amostras
de água do ponto P41, provavelmente, estiveram relacionados à menor
pressão de predação exercida pelos protozoários ciliados e pelo
dinoflagelado Peridinium sp. sobre o bacterioplâncton e o fitoplâncton.
p) Na Represa das Antas a predominância de densidade e biomassa de
protozoários ciliados do tipo nutricional ki/alg/bac, seguido dos omnívoros
mostraram que os tipos nutricionais presentes foram característicos de
ambientes extremos e/ou oligotróficos.
q) Foi verificada a dominância de organismos planctônicos mixotróficos na
Represa das Antas e os principais representantes em termos de valores de
densidade e de biomassa, foram o protozoário ciliado Strombidium sp. e o
dinoflagelado Peridinium sp..
r) O dinoflagelado Peridinium sp. apresentou maiores valores médios de
densidade e de biomassa ao longo de todo o período avaliado quando
comparado aos valores médios de densidade e de biomassa registrados
para protozoários ciliados neste estudo.
105
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120
GLOSSÁRIO ILUSTRADO DE PROTOZOOLOGIA DA REPRESA DAS ANTAS
Fonte: google.com.br/images?hl=pt-BR&q=Ciliophora
121
APÊNDICE
INSTITUIÇÕES ENVOLVIDAS NA PESQUISA
As Instituições envolvidas no desenvolvimento deste estudo foram os
Laboratórios de Radioecologia e de Análises Químicas da Coordenação do
Laboratório de Poços de Caldas da Comissão Nacional de Energia Nuclear
(LAPOC/CNEN), Poços de Caldas – MG e o Laboratório de Ecologia de
Microorganismos Aquáticos (Departamento de Ecologia e Biologia Evolutiva) da
Universidade Federal de São Carlos (UFSCar), São Carlos – SP.
122
ANEXOS
123
ANEXO A
Unidade de tratamento de Minério – Índústrias Nucleares do Brasil e Represa
das Antas
Represa das Antas
124
ANEXO B
Unidade de Tratamento de Minérios – Indústrias Nucleares do Brasil
A Mina de Urânio Osamu Utsumi (Cava da Mina) consiste na primeira mina de
urânio do Brasil, localizada na Unidade de Tratamento de Minérios – Indústrias
Nucleares do Brasil ocupa uma área em torno de 15 km2. Tal mina faz parte dos
corpos minerados da jazida de urânio da cidade de Poços de Caldas, situada no
município de Caldas, região Sul do Estado de Minas Gerais. Esta jazida foi
explorada comercialmente pela extinta Indústrias Nucleares do Brasil S/A .
Sendo a Cava da Mina (Mina Osamu Utsumi) o primeiro complexo mínero-
industrial do gênero no País, esta atendeu basicamente às demandas de recargas
do reator de Angra I e de programas de desenvolvimento tecnológico, onde foram
extraídos minerais como urânio, tório entre outros, sendo que deste processo de
extração; como resultado; houve a geração de efluente ácido, aliado a ação do ar,
água e agentes biológicos gerou a drenagem ácida de mina. Este efluente ácido
gerado é tratado quimicamente com hidróxido de cálcio e liberado em uma bacia
de decantação próxima ao ponto P41 da Represa das Antas; o tratamento com cal
visa a precipitação dos metais, bem como dos radionuclideos presentes, que
posteriormente, são liberados por gravidade na Represa das Antas.
O minério encontrado em Caldas, por sua complexa constituição mineralógica,
de características únicas, obrigou ao desenvolvimento de um processo original na
extração do urânio e elementos associados, o que foi feito pela INB. A mineração
realizada a céu aberto permitiu o melhor aproveitamento do minério de urânio,
porém, gerou a drenagem ácida de mina.
A unidade da INB situada em Caldas marca o início do desenvolvimento da
tecnologia do ciclo do combustível nuclear para geração de energia elétrica no
Brasil, desde o processamento químico do urânio até a sua transformação em
“yellowcake” (bolo amarelo).
Devido ao esgotamento do urânio economicamente viável nesta unidade de
mineração na cidade de Caldas, a prioridade foi à extração e o beneficiamento do
mineral na INB situada na cidade de Caetité (BA).
Atualmente a mina Osamu Utsumi está em fase de descomissionamento e
suas instalações e equipamentos estão sendo utilizados para a viabilização de
novos projetos (INB: http://www.inb.gov.br/caldas.asp).
125
Fonte: Indústrias Nucleares do Brasil – INB (2007), LIMA (2007) e RONQUI (2008)
126
ANEXO C
127
ANEXO D
1 - Coloração de Membrana Nuclepore
Dissolveram-se 0,2 g de Preto Sudão (Sudan Black em 100 rnL de ácido
acético P.A. e filtrou-se em membrana Millipore 0,22 µm. A soluçào é mantida à
temperatura ambiente.
Os filtros foram colocados em uma placa de Petri contendo a solução de Preto
Sudão até 3/4 de sua altura. Após 96 horas, os filtros foram lavados com água
destilada e 'secos sobre papel filtro.
2 - Preparações para solução de Laranja de Acridina ("acridine orange")
Para preparar a solução do corante (3,6 - bis Dimetilamino - acridina
C17H20CIN2) para o equivalente a 100 mL é necessário 0.1 g de laranja de acridina
e 100 mL de água destilada.
Deixar em repouso por três dias antes do uso.
128
ANEXO E
Toxicidade de Metais Pesados (Fonte: Nascimento, 2003)
Há considerável dissenção a respeito da definição de metais pesados, e
consequentemente, de quais elementos deveriam ser incluídos nesta categoria.
Uma das definições mais comuns é a que considera metais pesados como sendo
aqueles que possuem peso específico maior ou igual a 5 g.cm -3. O grupo inclui
metais das séries de transição e os grupos IIA, IIIB, IVB, VB e VIB da tabela
periódica dos elementos químicos. Entretanto, o termo metal pesado é
frequentemente aplicado onde há a conotação de toxicidade, e assim uma
definição menos rígida do grupo normalmente usada no contexto ambiental, é
aquela que inclui metais mais leves como alumínio e berílio, e metalóides como
arsênio, selênio e antimônio (RUDD, 1987).
Os organismos aquáticos, sejam da coluna d’água ou do sedimento, requerem
certos metais traços para manter o metabolismo normal. Quando presentes em
excesso, metais essenciais como Co, Cu, Zn e Se, podem exercer efeitos tóxicos;
outros como Hg, Cd e Pb não são requeridos no metabolismo e podem exercer
efeito deletério mesmo quando biologicamente disponíveis em níveis baixos de
concentração (CAMPBELL, 1988).
A toxicidade de um metal ou composto metálico pode ser definida como sua
capacidade intrínseca de causar efeito deletério às espécies vivas, incluindo os
efeitos potenciais carcinogênico, mutagênico e teratogênico. A toxicidade pode
ser manifestada de forma crônica ou aguda, sendo esta última comumente
avaliada em animais pelo uso de testes padrões como o DL50, que é a dose letal
requerida para matar 50% da população dos organismos testes num período de
tempo fixado. De grande interesse ambiental, com respeito aos metais pesados,
são os efeitos de longo tempo de exposição com baixas concentrações do
contaminante. Essa forma, toxicidade crônica, é difícil de avaliar sob condições de
laboratório devido à longa duração requerida para os experimentos. Outro
aspecto da toxicidade crônica, que pode não ser aparente de estudos de
laboratório sobre grupos de organismos testes, inclui o modo no qual a toxicidade
crônica pode reduzir a capacidade geral do organismo visto que ele torna-se
129
vulnerável a outros fatores potencialmente letais tal como a infecção. Se não
morrer pela exposição crônica ao metal, o organismo ainda pode sofrer efeitos
subletais tal como a redução no sucesso reprodutivo.
O modo preliminar de ação pelo quais os metais pesados exercem toxicidade
no homem e animais são pela reação com os átomos doadores de enxofre das
proteínas, resultando mais comumente na desativação da proteína. Além disso,
substituindo outros elementos essenciais como cálcio e magnésio, os metais
pesados podem desestabilizar a estrutura das biomoléculas. No caso de ácidos
nucléicos, uma combinação de reações pode levar a falha de replicação e resultar
em efeitos genotóxicos e mutagênicos produzindo câncer e desordem genética
hereditável (RUDD, 1987).
A seguir, descrevem-se resumidamente os principais efeitos tóxicos de alguns
metais pesados abordados neste estudo (WHO, 1994; RUDD, 1987;
NASCIMENTO, 2003, SUZUKI; BANFIELD, 1999) abordados neste estudo.
Urânio O urânio ocorre na crosta terrestre em uma concentração média de 2,4 mg.kg-
1. A toxicidade do urânio é derivada de suas propriedades químicas e
radioatividade. Esta última não é letal a microorganismos devido a longa meia
vida do urânio (t1/2 = 4,5.109 anos) e ao curto ciclo de vida dos microorganismos.
As propriedades químicas do urânio causam efeitos tóxicos similares àqueles
induzidos pelos metais pesados que incluem bloqueio de rotas biologicamente
essenciais, deslocamento ou substituição de íons essenciais das biomoléculas,
desnaturação e inativação de enzimas, etc. Por exemplo, o urânio é muitas vezes
assimilado mais que certos metais tais como cobre, zinco e níquel que tem
funções essenciais em algumas enzimas. O urânio pode substituir esses metais e
destruir a sua função enzimática (SUZUKI; BANFIELD, 1999).
Zinco O zinco ocorre na crosta terrestre em uma concentração média de 70 mg.kg-1.
As principais aplicações do zinco são no revestimento de proteção do ferro e aço,
e fabricação de ligas de latão. Valores típicos em água potável estão
compreendidos entre 0,007 a 0,3 mg.L-1. Em condições aeróbias, Zn (II) é a
espécie predominante para pH ácido; em condições anaeróbias, forma ZnS entre
130
pH 1 a 14. O zinco é rapidamente complexado por ligantes orgânicos,
principalmente na presença de compostos de nitrogênio e enxofre. Em plantas
aquáticas, em áreas não poluídas, a concentração de zinco varia entre 5 a 35
mg.kg-1, base seca.
A principal via de exposição humana é a ingestão. A inalação é uma fonte
insignificante para exposição não ocupacional. Ingestão superior a 72 g de Zn
produz sintomas de febre, diarréia, vômitos e outras irritações gastrointestinais.
Em exposição ocupacional os trabalhadores podem mostrar distúrbios
gastrointestinais e disfunção do fígado. O zinco não é considerado carcinogênico.
Fluoreto Em condições normais de temperatura e pressão, o flúor é um gás corrosivo
de coloração amarelo-pálido, fortemente oxidante. É o elemento mais
eletronegativo e o mais reativo dos metais, formando compostos com
praticamente todos os demais elementos, incluindo os gases nobres xenônio e
radônio. Em ausência de luz e baixas temperaturas reage explosivamente com o
hidrogênio. Jatos de flúor no estado gasoso atacam o vidro, metais, água e outras
substâncias, que reagem formando uma chama brilhante. O flúor sempre se
encontra combinado na natureza e tem afinidade por muitos elementos,
especialmente o silício, não podendo ser guardado em recipientes de vidro. Em
solução aquosa de seus sais, o flúor apresenta-se normalmente na forma de íons
fluoretos, F–. Outras formas são complexos de flúor como o [FeF4]–, ou o H2F+. Os
fluoretos são compostos nas quais os íons fluoretos estão ligados a algum resto
químico de carga positiva. O flúor é um elemento químico essencial para o ser
humano, pois está presente em mamíferos na forma de fluoretos. E, embora sua
essencialidade não tenha sido comprovada inequivocamente (WHO, 2008-
Guidelines Para Qualidade da água), trata-se de uma substância essencial, que
deve ser utilizada com cautela, por ser muito reativa e tóxica. Quando em
pequenas quantidades se acumula nos ossos e dentes dando-lhes uma maior
resistência, (embora algum efeito benéfico sobre os ossos não tenha sido bem
comprovado). São acrescentados fluoretos em médias quantidades nos cremes
dentais (1000 ppm~1500 ppm), que não devem ser engolidos, e em baixa
quantidade em águas de consumo para evitar o surgimento de cáries (0,6
ppm~1,0 ppm). Entretanto a fluoretação da Água potável é motivo de
131
controvérsias entre muitos cientistas, políticos e ativistas, pois o Flúor é
considerado medicamento pela Organização Mundial da Saúde (OMS), que
endossa sua adição na água, leite ou sal como forma eficaz de combater a cárie.
A intoxicação por Flúor é conhecida como Fluorose, e se manifesta com um
aspecto quebradiço e cromaticamente disforme dos dentes (mosqueamento).
Geralmente acontece quando há o consumo em grandes quantidades de águas
naturalmente fluoretadas, por parte de crianças, e em alimentos processados com
estas águas, é importante que com a fluoretação seja feito o combate a
desnutrição, para que bem suplementada de cálcio e iodo a criança não sofra de
má mineralização com cristais defeituosos de Fluorita (CaF2) e problemas da
tireóide. É importante também que a substância usada tenha boa procedência e
como fim a saúde pública. A lista dos efeitos pode ser assim resumida; para o
consumo de compostos do flúor.
- 1,5 mg/dia a 2,5 mg/dia - Redução da cárie em até 70% com 20%-40% de
fluorose, sem nenhum efeito tóxico considerável,
- 6,0 mg/dia - Anulação de boa parte do efeito benéfico, com presença de
problemas ósseos e neurológicos em algumas crianças mal-nutridas e fluorose
leve,
- 10,0 mg/dia a 20 mg/dia- Quantidade tóxica. Essa porção pode levar a
moléstias ósseas como fluorose esquelética, artrite e fraturas de stress,
associadas a distúrbios de aprendizagem em infantes. Está ligada a problemas
relatados por pessoas vivendo próximo a fábricas de cerâmica e fertilizantes e
consumidores de águas insalubres no Nordeste brasileiro. A água com mais de
1,5ppm deve ser tratada com adsorção, floculação, destilação ou osmose reversa.
- 200 mg - Nesta dosagem, relato de casos onde houve a morte por
intoxicação de crianças mais sensíveis. Causando grande mau-estar gástrico
devido a formação do ácido fluorídrico no estômago e consequente ferida na
mucosa gástrica.
- 500 mg - 2 g - Com 500 mg, em um consumo único, causa parada cardíaca e
morte em crianças e com doses a partir de 2 g, de fluoreto de sódio, pode matar
um adulto. Lavagem gástrica e consumo de água de cal (Ca(OH)2), hidróxido de
magnésio, ou leite podem diminuir a absorção da substância por parte do
organismo. É fundamental que o paciente seja levado a um hospital para
tratamento.
132
Manganês É o terceiro metal mais abundante na crosta terrestre, atrás do alumínio e ferro
e encontra-se amplamente distribuído. Situa-se no grupo 7 ( 7B ) da classificação
periódica dos elementos. Sendo utilizado em ligas principalmente de aço e,
também, para a produção de pilhas. O manganês é um elemento que ocorre
principalmente sob a forma de Mn2+, podendo também ocorrer como Mn3+, é
considerado essencial para a vida animal e vegetal, contudo, teores elevados
conferem à água um odor e sabor desagradáveis. Ao oxidar-se, o manganês
forma manchas de cor negra e favorece o crescimento de determinadas bactérias.
Seu papel biológico como um elemento químico essencial para todas as formas
de vida, nas quais tem funções tanto estruturais quanto enzimáticas. A química
biológica do manganês está intimamente associada à química do oxigênio, em
seus vários estados de oxidação. Nesse contexto, o manganês desempenha
papel fundamental nos processos fotossintéticos de produçao de O2 (composto
tetranuclear de Mn no fotossistema II), na degradação oxidativa de lignina (via as
Mn-ligninases), em diversas reações de hidrólise e nos processos de proteção
contra estresse oxidativo. Entre essas enzimas de proteção, destacam-se a
superóxido dismutase de manganês (Mn-SOD), que catalisa o
disproporcionamento de superóxidos, O2-, e a Mn-catalase, que catalisa o
disproporcionamento do peróxido de hidrogênio, H2O2. Na concavanila A (da
família das lectinas), o manganês tem um papel estrutural. Em humanos, o
manganês é absorvido no intestino delgado, acabando a maior parte no fígado, de
onde se dirige para as diferentes partes do organismo. Sua carência nos
humanos pode causar: perda de peso, fragilidade óssea, dermatite, degeneração
do ovário ou testículos e náuseas. Seu excesso (em nível de nutriente) nos
humanos pode causar: anorexia, alucinações, dificuldade de memorização,
insônia e dores musculares. O manganês em excesso é tóxico. Exposições
prolongadas a compostos de manganês, de forma inalada ou oral, podem
provocar efeitos adversos no sistema nervoso, respiratório e outros.
Em água naturais, os seus teores são geralmente inferiores a 0,2 mg/L.
133
Tório O tório é um metal natural , sendo radioativo. Quando puro, o tório é um metal
branco prateado que mantém o seu brilho por diversos meses. Entretanto, em
presença do ar escurece lentamente tornando-se cinza ou, eventualmente, preto.
O óxido de tório (ThO2), também chamado de “tória”, apresenta um dos pontos de
ebulição mais elevados (3300 °C) de todos os óxidos. Quando aquecido no ar, o
metal de tório inflama-se e queima produzindo uma luz branca brilhante.
O tório é encontrado em quantidades pequenas na maioria das rochas e solos,
onde é aproximadamente três vezes mais abundante do que o urânio , e é
aproximadamente tão comum quanto o chumbo. O solo contém geralmente uma
média de 6 ppm de tório, ocorrendo em diversos minerais, sendo o mais comum o
mineral de terra rara de tório-fosfato (como as de Catalão-Ouvidor em Goiás),
monazita, que contém até 12% de óxido de tório. Há depósitos substanciais em
vários paises, sendo que as maiores fontes mundiais de tório são encontrados
nos Estados Unidos, Madagascar, Índia, Sri Lanka e Austrália.
Suas aplicação consistem como elemento de liga para aumentar a resistência
mecânica e a resistência a elevadas temperaturas do magnésio; é usado para
revestir fios de tungstênio usados em equipamentos eletrônicos; utilizado em
eletrodos para soldas cerâmicas de alta resistência ao calor. O óxido de tório é
usado para controlar o tamanho das partículas de tungstênio usados em
lâmpadas elétricas. Datação de Urânio, sendo utilizado para datar hominídios
fósseis; como material para produzir combustível nuclear; o tório-232
bombardeado com nêutrons produz o fissionável isótopo U-233.
O tório se desintegra com a produção eventual de "thoron", um isótopo do
radônio (220-Rn). O gás de radônio apresenta radiação perigosa.
Consequentemente, uma ventilação boa das áreas onde o tório é armazenado ou
manuseado é essencial.
A exposição ao tório contido no ar pode conduzir a um aumento do risco de
contrair câncer dos pulmões, pâncreas e sangue. Este elemento não tem nenhum
papel biológico conhecido.
